一、活性炭浆液中SO_2的氧化（论文文献综述）
孟子衡[1]（2020）在《低温烟气钢渣联合脱硫脱硝过程强化工艺与机理研究》文中研究指明非电行业的烟气温度低（<300℃）、成分复杂,导致传统的SCR脱硝催化剂（300-450℃）难以直接用于非电烟气NOx的高效脱除。工业固废用于烟气污染物的净化,可以实现多污染物的协同治理。钢渣法脱硫已经实现了工业化稳定运行,脱硫的同时具有一定脱硝效率,但是脱硝率偏低。本文针对低温烟气NOx难以高效脱除和钢渣高值化利用水平低的问题,提出了 NO气固相催化氧化-还原性助剂强化NO2吸收的钢渣联合脱硫脱硝整体路线,以钢渣为NO氧化催化剂和脱硫脱硝吸收剂,开展了钢渣脱硝机理分析、钢渣基NO高效催化剂制备、NO2强化吸收助剂开发和尾渣废水的资源化利用等方面的研究,形成了低温烟气钢渣联合脱硫脱硝与资源化利用一体化新工艺。主要研究内容和结论如下:（1）针对钢渣湿法脱硝过程,开展了钢渣脱硝机理研究。考察了钢渣在弱酸性条件下的浸出规律,结果表明随着浆液pH值不断降低,Ca2+、Mg2+和Mn2+的浸出浓度不断增加;采用小型鼓泡反应器考察了工艺条件对脱硝率的影响,结果表明增大OR值和SO2浓度,均有利于NOx的脱除,优化条件下脱硫脱硝效率分别达到100%和83.4%;进一步开展了钢渣脱硝机理研究,结果表明Mn2+的存在促进NOx的脱除,液相中Mn2+可以与NO2发生氧化还原反应生成Mn3O4和MnO（OH）,从而促进NOx的脱除。在此基础上,得出了钢渣体系下NO2的脱除路径包括:1)NO2的水解反应;2)液相中还原性的Mn2+、S（Ⅳ）与NO2的氧化还原反应。（2）针对H2O2氧化效率低、消耗量大等问题,开发了用于H2O2氧化NO为NO2等高价态NOx过程的酸化钢渣催化剂。钢渣经过酸活化处理得到酸化钢渣催化剂,研究了催化剂的制备工艺,得到了优化制备条件为:酸化介质为盐酸,酸化程度为70%。采用XPS、FTIR和PL谱等手段系统表征了催化剂,发现酸化钢渣表面富集了丰富的Fe物质（FeOSi等）、2-4nm的多孔C-S-H和SiO2凝胶以及SiOAl等;在自制的催化反应器中开展了催化氧化工艺优化,优化条件下NO转化率稳定在90.0%以上,SO2平均转化率<1.8%;进一步采用XPS、EPR和FTIR等手段研究了催化反应机理,发现酸化钢渣表面Fe（Ⅲ）分散在多孔C-S-H和SiO2凝胶中所形成的FeOSi是高催化活性位点,能够催化H2O2产生·OH和HO2·/O2·-,将 NO 氧化为 NO2、HNO3 和 N2O5。（3）针对湿法脱硫过程中NO2难以同步高效脱除的问题,筛选了适用于钙基体系下的低成本NO2强化吸收复合助剂（等摩尔量的硫代硫酸钠和硫酸铵组成）。在自制的喷淋塔中开展了工艺条件优化,优化条件下运行24h表明,脱硫率100%,脱硝率稳定在78.0%左右;当NO2-浓度达到3.0 mol/L时,脱硝率仍能保持在70.0%以上,表明复合助剂能够耐受高浓度NO2-;进一步采用离子色谱和气体质谱等研究了复合助剂强化脱硝机理,发现复合助剂中的S2O32-、NH4+和钢渣中浸出的Mg2+对NOx的脱除具有协同作用,S2O32-作为还原剂和MgSO30的氧化抑制剂促进了 NO2的脱除,NH4+有效抑制了脱硝产物（NO2-）分解为NO和NO2,有利于NOx的脱除。（4）针对钢渣脱硫脱硝过程中产生的尾渣和废水,开展了钢渣脱硫脱硝尾渣和废水的资源化利用研究。采用XRF和XRD等分析尾渣成分,结果表明尾渣中含有石膏和硅酸盐等胶凝活性物质,以尾渣为原料制备的水泥和免烧砖产品性能均能达到国家标准（GB 175-2007和GB 28635-2012）;针对废水组成特点,通过蒸氨-pH调控除杂-碳碱沉淀脱钙-结晶提纯分离工艺,实现了杂质脱除、亚硝酸盐回收以及脱硝助剂循环利用,回收的亚硝酸钠产品纯度达到国家标准（GB/T 2367-2016）。在此基础上,进一步开展了整体工艺设计和经济性核算,结合目前成熟的焦炉烟气低氮燃烧技术可以实现焦炉烟气超低排放。在工业化中试装置中对复合助剂强化脱硝效果进行了验证,结果表明SO2脱除率稳定在99%左右,NOx脱除率稳定在50%左右,进一步验证了复合助剂的可靠性。
贾文波[2]（2019）在《基于SCR和WFGD系统协同脱汞实验研究》文中认为汞及其化合物具有很强的生物毒性,易对自然环境和人类健康产生严重威胁,已经引起国际社会的广泛关注。煤炭燃烧产生的烟气是主要的人为汞排放源之一,控制燃煤电厂烟气中汞的排放迫在眉睫。燃煤电厂现有的选择性催化还原脱硝（SCR）催化剂能够将烟气中的单质汞（Hg0）氧化成氧化态汞（Hg2+）,利用后续的湿法烟气脱硫装置（WFGD）将Hg2+捕集下来,可实现烟气汞污染协同控制的目的。受烟气组分、反应工况等因素的影响,常规的商用SCR催化剂Hg0氧化性能较低,限制了利用SCR和WFGD系统协同脱汞的效率。强化现有SCR催化剂的Hg0氧化性能以及提高脱硫浆液对汞的脱除效率能够有效增强现有污染物控制装置协同脱汞性能,实现多种污染物综合治理,满足燃煤电厂脱汞的经济技术需求,对促进燃煤电厂绿色环保可持续发展具有重要的意义。本文首先采用湿混法制备了 CuCl2改性商用SCR催化剂（CuCl2-SCR）,在固定床反应器上测试了 CuCl2-SCR催化剂对Hg0的氧化性能,考察了CuCl2添加量、反应温度、烟气组分、空速等因素对催化剂Hg0氧化性能的影响,采用BET、XRD、XRF、Hg0-TPD等手段对催化剂进行了表征,发现负载在催化剂表面的CuCl2在O2存在的条件下能够释放活性Cl,从而增强了催化剂的Hg0氧化性能,被消耗的Cl可通过烟气中少量的HCl得到补充;Hg0-TPD结果表明,催化剂表面氧化态汞主要以HgCl2形态存在。进一步的研究表明,Hg0在CuCl2-SCR催化剂表面的氧化过程遵循Mars-Maessen机制。为了克服传统V2O5-WO3/TiO2催化剂在Hg0氧化过程中对HCl气体的依赖性,实验制备了不同活性组分配比的CuO-V2O5-WO3/TiO2催化剂（Cux-VyWTi）和CuO改性商用SCR催化剂（Cux-SCR）,筛选出了最优活性组分配比,系统地考察了反应温度、烟气组分、空速等因素对Cu3-V0.8WTi催化剂催化氧化Hg0性能的影响,同时考察了 Cu3-SCR催化剂脱硝协同催化氧化Hg0的性能,探究了烟气中的Hg0、NO+NH3、SO2、H2O对Cu3-SCR催化剂活性的影响;并借助BET、XRD、XPS等表征手段对CuO改性SCR催化剂进行了分析测试。结果表明,催化剂表面存在氧化还原反应V4++Cu2+（?）V5++Cu+,该过程提高了催化剂表面化学吸附氧的含量,从而增强了催化剂的Hg0氧化性能。为了增强WFGD系统对Hg0的脱除性能,实验在模拟石灰石脱硫浆液中考察了 NaClO2对Hg0的氧化性能,着重考察了 NaClO2浓度、浆液温度、pH值、Cl-浓度、酸性气体（SO2、NO）等对NaClO2脱汞有效持续时间和脱汞效率的影响,并借助XRD、XPS等表征手段,分析了 NaClO2脱汞产物,明确了 NaClO2脱汞的反应过程。结果表明:烟气中的SO2、NO以及添加在浆液中的NaClO2均参与了Hg 的氧化过程,被氧化后的汞主要以HgCl2、Hg（NO3）2和HgSO4的形式存在。针对脱硫浆液中汞再释放问题,开展了添加剂抑制脱硫浆液中汞再释放动力学研究,实验考察了添加DTCR前后脱硫浆液中汞再释放性能,开展了脱硫浆液中添加DTCR前后汞再释放动力学实验,计算了汞再释放过程的反应级数、速率常数以及表观活化能,着重考察了各反应因素对汞再释放以及DTCR抑制汞再释放反应速率常数的影响。本文最后通过将SCR催化剂氧化Hg0实验平台同WFGD系统协同脱汞实验平台结合起来,开展了基于SCR和WFGD系统协同脱汞实验研究,着重考察了脱硝运行工况、脱硫运行工况对SCR和WFGD系统协同脱汞性能的影响,结果表明,采用Cu3-SCR催化剂的协同脱汞体系具有更为稳定高效的协同脱汞效率,而DTCR能够显着抑制脱硫浆液中汞的再释放,从而提高系统整体的协同脱汞效率。研究结论对将来的实际工业应用提供了有力的理论依据。
段钰锋,朱纯,佘敏,姚婷,赵士林,汤红健,黄天放,刘猛[3]（2019）在《燃煤电厂汞排放与控制技术研究进展》文中指出燃煤锅炉排放的汞已成为我国最大的人为汞排放污染源。汞具有神经剧毒性、大气迁移性和生物累积性等特征,对自然环境和人类健康构成严重危害,已在全球范围内引起广泛关注。目前我国燃煤电厂汞排放控制主要采用现有污染物控制装置（APCDs）的协同脱汞技术。随着我国燃煤电厂"近零排放"目标的实施,烟气汞排放浓度、灰渣和废水汞含量的排放限值将日趋严格。笔者首先概述了当前我国燃煤电厂汞污染物大气排放标准快速更新的现状,指出应对日趋严格的汞排放限值需要对燃煤锅炉系统进行深度脱汞。然后介绍了烟气汞浓度检测技术的发展,以应对大气汞排放浓度的监测和监管。第三,综述了燃煤脱汞技术,详述了APCDs协同脱汞、烟气喷射吸附剂脱汞技术的研究进展,指出了新型脱汞吸附剂的研发趋势。第四,论述了我国燃煤电厂正在实施的超低排放改造对汞减排的效果。最后,针对目前燃煤电厂脱汞技术存在的问题,提出前瞻性的脱汞研究课题,以期对燃煤电厂实现"汞零排放"和副产物中汞的稳定化提供科学参考。
袁博[4]（2019）在《铁基催化剂催化氧化脱硫脱硝脱汞实验研究》文中研究说明为控制燃煤烟气中二氧化硫、氮氧化物和汞排放,燃煤电厂一般选用湿法脱硫、选择性催化还原脱硝和活性炭喷射吸附脱汞等方法,这种分级串联式的治理方式明显存在着氨逃逸、占地面积大、投资和运行费用高以及系统稳定性差等缺陷。因此,研发高效、经济和二次污染低的烟气同时脱硫脱硝脱汞新技术成为大气污染控制领域的研究热点,具有重要的理论意义和广泛的应用价值。本论文主要工作如下:实验研究了多种催化剂的合成条件,制备出四种铁基催化剂,通过一系列污染物脱除实验比较并评估了其对污染物脱除效果及稳定性的影响,筛选出理想的复合铁型催化剂,并在自行设计的类气相催化氧化结合液相吸收实验平台上考察了不同反应条件对催化氧化同时脱硫脱硝脱汞效率的影响,形成了三种由催化剂和不同自由基活性物种构成的同时脱硫脱硝脱汞催化氧化体系:（1）利用制备的由Fe0和Fe3O4组成的复合铁型催化剂,活化蒸气态H2O2和少量氯化氢产生羟基自由基（·OH）和含氯自由基等活性物种,实现了难溶性气态污染物NO和Hg0的快速氧化及氧化产物和SO2的吸收,得到的平均脱硫脱硝脱汞效率分别达到99.8%、82.7%和90.1%;（2）将含有Fe0、Fe3O4的复合铁型催化剂负载于ZSM-5分子筛,形成负载型铁基催化剂（Fe/ZSM-5）,用于催化活化过硫酸盐溶液产生·OH和硫酸根自由基（SO4·-）等氧化性物种,快速将烟气中NO和Hg0氧化并被反应溶液吸收,平均脱硫脱硝脱汞效率分别达到100%、72.6%和93.4%;（3）利用Fe/ZSM-5催化剂活化由H202和过硫酸盐组成的蒸气态复合氧化剂产生·OH和SO·-等氧化性物种,实现了 NO和Hg0的高效氧化且其氧化产物和残余的SO2被Ca（OH）2溶液吸收,获得平均脱硫脱硝脱汞效率分别为99.8%、95.5%和90.8%。通过系统实验研究,提出了三种基于催化氧化和液相吸收的同时脱除烟气中SO2、NO和Hg0的新方法。采用X射线衍射（XRD）、扫描电子显微镜（SEM）、X射线光电子能谱分析（XPS）、傅立叶红外光谱（FT-IR）和电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）等表征手段,分析并比较了催化氧化反应前后催化剂组分和结构属性的变化,证实了在复合铁型催化剂内存在FeG和Fe3O4两种物种,并可发生Fe0、Fe2+和Fe3+之间的电子转移,使得Fe2+在催化剂中稳定存在,促进了 H202和过硫酸盐的催化活化,利于·OH和SO4·-等氧化性物种的生成,提高了多污染物的脱除效率。透射电子显微镜（TEM）、XRD和FT-IR等表征方法对负载型铁基催化剂Fe/ZSM-5分析表明,催化剂内Fe0和Fe3O4球形颗粒的直径介于40-90 nm,且均匀分散于载体表面,有效避免了颗粒之间的团聚,且部分Fe0和Fe304进入分子筛骨架内,提高了催化剂的稳定性;磁饱和强度计（VSM）测得Fe/ZSM-5的饱和磁化强度为55.19 emu/g,表明在外加磁场条件下,制备的催化剂可实现回收利用。借助紫外可见光谱（Uv-Vis）、自由基淬灭实验和电子顺磁共振（EPR）测试等手段,证实了催化氧化过程中·OH和SO4·-的存在,并比较了不同催化氧化条件下自由基产量的差异;利用荧光光谱仪（AFS）、汞程序升温解吸（Hg-TPD）和离子色谱（IC）等手段分析了脱除产物,确定了 CaSO4、Ca（NO3）2、HgO、HgCl2和HgSO4等为催化氧化脱硫脱硝脱汞的主要脱除产物。在此基础上,参考大量相关文献,提出了催化氧化脱硫脱硝脱汞反应机理。
孙承朗[5]（2015）在《燃煤工业锅炉臭氧氧化结合镁基湿法联合脱硫脱硝工艺研究》文中认为燃煤工业锅炉是我国能源动力设备的重要组成部分,现阶段我国针对中小型锅炉的烟气污染物联合脱除技术研究较少,尚不能满足市场需求。本文在现有主流湿法烟气脱硫技术基础上,提出采用臭氧（03）氧化结合镁基湿法吸收的一体化联合脱硫脱硝工艺,对开发中小型工业锅炉的烟气综合处理技术进行了有益的尝试。首先,本文采用原位红外手段（In-situ FTIR）对03同时氧化NOx与S02的反应过程进行了研究。当气相反应温度为80℃时,若注入03浓度与烟气中NOx的摩尔比小于等于1,则主要氧化产物为N02；而摩尔比大于1时,03能将NOx进一步氧化成N205（HNO3）。NO3为生成N205与HN03的关键中间产物,且反应温度会对其生成量造成较大影响。当反应温度高于100℃时,反应温度的升高会抑制N205与HN03的生成过程,使氧化反应趋向于生成N02。此外,03对烟气中S02基本不存在氧化作用,对NO氧化选择性较好。其次,本文选用纯水、硝酸以及镁、钠、钙基吸收剂对不同03注入量下的混合烟气进行吸收,并考察了工艺参数对联合吸收效率的影响。NO2在水相及碱性吸收相中均具有一定的吸收效率,N205则在各个吸收液相及操作工艺参数下均能达到近100%的吸收效率。再次,本文针对镁基浆液吸收NO2与S02混合烟气的工艺参数及吸收机理进行研究。浆液的pH值、S02起始浓度和MgO浓度都能影响其联合脱硫脱硝效率。当吸收溶液pH值和MgO浓度适当时,N02吸收效率可达近75%。同时,研究还发现SO2在pH值大于4的MgO浆液中具有近100%的吸收效率。吸收机理的研究表明,中性浆液中的Mg2+与S032-离子反应生成的（MgSO3）0中性离子对,能与NO2发生氧化还原反应,从而提高浆液的脱硝效率。最后,本文研究了不同的添加剂对湿法联合脱硫脱硝效率的促进作用。在镁基浆液中添加三乙醇胺（TEA）后,能提高碱性浆液的N02吸收效率至接近100%,而在酸性浆液中却无提升效果。这是由于TEA中的氮原子处的未成对电子对能在碱性浆液中体现出还原性所致。此外,在镁基浆液中添加抗坏血酸（Vc）时,也能有效提高其NO2吸收效率,其性能提升机制是由于抗坏血酸的添加有效抑制了液相中S032-离子的氧化过程。
赵士林[6]（2019）在《煤中添加剂对烟气汞形态转化和燃煤痕量元素迁移的机理研究》文中研究表明燃煤电厂是环境中汞和痕量元素的主要人为排放源。燃煤排放的汞及痕量元素由于其巨毒性、生物累积性、环境持久性等特点而引起全世界的广泛关注。煤中添加剂进行燃煤烟气脱汞是一种易操作、低成本、高效率的脱汞技术。目前关于煤中添加剂脱汞技术的研究多关注于脱汞效率,对添加剂情况下燃煤烟气中汞的形态转化及脱除的机理还不十分明确,添加剂对燃煤烟气中痕量元素的迁移转化规律和机理的研究还少见报道。燃煤过程中痕量元素的研究多停留在痕量元素在飞灰、烟气、底灰和飞灰中的分布及固相产物中的富集特性,或者单纯使用化学热力学软件进行模拟计算等。虽然研究者已经进行了大量燃煤电厂汞排放的现场测试研究,但是对超低排放燃煤电厂中的汞和常规燃煤电厂中其他痕量元素在各空气污染物控制设备（APCDs）中的迁移转化规律的了解还不够深入。因此,明确煤中添加剂对烟气汞形态转化及脱除的影响机理、汞及其他痕量元素的迁移转化机理及排放特性,对燃煤电厂汞和其他痕量元素的排放控制及相关标准的制定具有重要的指导意义。针对上述问题,本文系统、深入地开展了煤中添加剂对烟气汞形态转化和燃煤痕量元素迁移的实验和机理研究。在6 kWth CFB实验装置上开展了煤中添加NH4Br对烟气汞形态转化及脱除的实验研究,采用OHM进行烟气汞形态浓度取样,借助比表面积及孔隙度分析仪（BET）、扫描电子显微镜（SEM）、能量色散X射线荧光分析（EDXRF）等手段进行燃煤飞灰的物理化学形态表征,使用汞程序升温脱附的方法（Hg-TPD）确定燃煤飞灰中的汞形态。研究结果表明:贵州无烟煤燃烧烟气中的Hgp浓度大大高于Hg0和Hg2+的浓度,底灰中的汞含量可以忽略。飞灰中较高的未燃碳含量和较强的气-固相互作用导致了原煤燃烧烟气中较高的Hgp份额。随着NH4Br添加量的增加,燃煤烟气中Hg0和Hg2+的浓度和比例均减少,烟气中Hgp的浓度和比例对应增加。Hg0转化率和气态汞(Hgg,Hgg=Hg0+Hg2+)脱除率均随着NH4Br添加量的增加而增加,在0.3%NH4Br添加量下达到极大值;说明煤中添加NH4Br对燃煤过程中Hg0向Hg2+、Hgp的转化及汞的脱除具有积极的促进作用。添加的NH4Br在炉膛中分解成为活性溴,促进了烟气汞的均相和非均相氧化反应;在NH4Br添加下,飞灰上的一些汞化合物（如HgS（red）、HgO、和HgSO3）会被活性溴进一步氧化,生成更多的HgO和HgSO4。在沉降炉（DTF）实验装置上开展了烟煤燃烧过程中Cl、As、Cr、Mn、Ba迁移转化的实验研究,分别采用US EPA Method 26和US EPA Method 29标准方法对烟气中Cl和其他四种痕量元素进行了取样,借助高效液相色谱（HPLC）与电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）联用测定燃煤飞灰中As形态浓度,结合化学热力学计算,探讨了煤燃烧过程中Cl、As、Cr、Mn、Ba的形态转化以及煤中Cl含量对这些痕量元素形态转化的影响。实验结果表明:燃煤烟气中Cl几乎均匀地分布在烟气气相和颗粒物中,且烟气气相Cl分布量高于颗粒态的分布量。As、Cr、Mn、Ba这四种痕量元素主要分布在飞灰中,极少分布在烟气气相中。烟气中HCl、Cl2浓度远高于其他四种气态痕量元素Asg、Crg、Mng、Bag的浓度,HCl是烟气气态中主要的Cl形态。颗粒态痕量元素（Asp、Crp、Mnp、Bap）的浓度远高于其气态浓度。得到了Cl、As、Cr、Mn、Ba在煤灰中的相对富集因子,其中Cl、As具有一定的挥发性,且Cl的挥发性远高于As;Cr、Mn、Ba三种痕量元素具有一定的富集特性。As5+是飞灰中As的主要形态,占飞灰As总量的93.79%。结合化学热力学理论,深入研究了燃煤过程中痕量元素Cl、As、Cr、Mn、Ba的形态转化机制和影响因素。研究结果表明:原煤燃烧时,在200-1400oC范围内,HCl（g）是烟气中主要的Cl形态。HCl（g）随温度升高而先升高后降低;Cl2（g）在温度低于300oC时有明显形成,随温度降低而逐渐增加;Cl（g）在温度高于1100oC时有明显形成,随着温度升高而升高。在200-1073oC范围内,FeAsO4是主要的As形态;温度高于1073oC时,FeAsO4有明显的分解现象,转化成AsO（g）和AsO2（g）,且温度越高,分解越剧烈;结合实验和模拟结果,可以推测煤灰中As的主要形态是FeAsO4。在200-1400oC范围内,Cr2O3是主要的Cr形态。温度高于636oC时,发生Cr2O3向Cr2FeO4的转化,且温度越高,转化程度越高。在不同的温度区间,Mn的主要化合形态不同。在200-527oC范围内,MnSO4和MnO2是主要的Mn形态;在527-855oC范围内,发生MnSO4向MnO2、FeMnO4的转化,以转化为MnO2的路径为主;在855-1400oC范围内,发生MnSO4和MnO2向FeMnO4和Mn2SiO4的转化。在200-1400oC范围内,MnSO4、MnO2、FeMnO4、Mn2SiO4均有明显的比例,而气态Mn化合物（MnO2（g）、MnCl2（g）、MnS（g））的含量及份额极低,几乎为零。在200-1400oC范围内,BaSO4和BaSiO3是主要的Ba态。在200-855oC范围内,BaSO4是主要的Ba形态,温度高于855oC时,随温度的增加,发生BaSO4向BaSiO3的转化。当增加煤中Cl含量至0.08 mol时,其对Cl（g）形成的起始温度（1100 oC）没有明显的变化,但拓宽了Cl2（g）的形成温度区间（由未添加时的300oC拓宽至添加后的500oC）;整体而言,其对燃煤过程中As、Cr、Mn、Ba的形态转化没有显着的影响,但对AsCl3（g）、CrO2Cl2（g）、MnCl2（g）、BaCl2（g）的形成具有一定的影响。对一台配置SCR、ESP、WFGD、WESP的660 MW、燃用低氯、低汞、低硫烟煤的超低排放燃煤电厂进行了汞排放的现场测试。采用OHM标准方法对APCDs前后五个取样点进行了烟气汞的同时取样,并收集了煤、锅炉底灰、ESP灰、脱硫剂新鲜浆液、脱硫产物石膏、脱硫废水、WESP新鲜水及废水等样品。在Hg-TPD实验台上进行了上述固体样品中的汞形态分析,借助SEM、X射线衍射仪（XRD）对煤及副产物的表观物理形态和化学成分进行了表征。研究结果表明:烟囱排放的Hg0占比最高,汞在底灰中的份额最小。SCR装置有利于烟气Hg0向Hg2+/Hgp的转化;ESP和WESP可以捕捉烟气汞,特别是Hgp;WFGD可以脱除烟气Hg2+但是在湿法脱硫过程中会发生Hg0的再释放。HgCl2、HgS（black）、和HgS（red）是脱硫石膏中主要的汞化合物。SCR对烟气Hg0的氧化在其脱除过程中起着重要的作用;WFGD对烟气Hg2+具有良好的捕捉效果。APCDs对烟气总汞的脱除效率遵循如下的顺序:WFGD>ESP>WESP,配置WESP的燃煤电厂可以进一步脱除烟气汞。本研究中该超低排放燃煤电厂的汞排放因子是1.56 g/1012 J,小于我国燃煤电厂汞排放因子的平均值。脱硫石膏中的汞含量高于相关土壤标准中汞含量限值,而底灰和ESP灰中的汞含量低于该土壤标准中的汞含量限值。WFGD废水中的汞浓度高于相关的水质排放标准,在其排放或处理过程中应引起足够的重视。详细阐述了汞在炉膛、SCR、ESP、WFGD、WESP的迁移转化过程。对一台配置SCR、ESP、WFGD的320 MW燃煤电厂进行了其他痕量元素（Zn、Sb、Pb、Cd、As、Cr、Mn、Ba）排放的现场测试研究。采用US EPA Method 29对APCDs前后四个取样点进行烟气中其他痕量元素的同时取样,并采集煤、ESP灰、锅炉底灰、脱硫剂新鲜浆液、脱硫废水等样品。借助扫描电子显微镜和X射线能谱仪（SEM-EDX）、XRD进行上述固体样品的物理化学特性表征。研究结果表明:绝大部分痕量元素分布在ESP灰和锅炉底灰中,排放到大气中的痕量元素较少。相对于其他痕量元素,Mn和Ba分布在底灰中的质量份额较高。ESP前烟气中颗粒态痕量元素具有较大的份额,ESP和WFGD对烟气痕量元素具有良好的协同脱除效率,为99.96%-99.99%,其中ESP的贡献率约为99.97%。Mn和Ba均等地富集在飞灰和底灰中,他们的相对富集因子均大于1。在煤燃烧过程中,As、Cd、Sb、Zn、Pb和Cr倾向于富集在飞灰中。排放到大气中的痕量元素浓度相对较低(3.5×10-3μg/m3-4.30μg/m3)。排放因子为0.001 g/1012J-1.473 g/1012J。最后,详细地讨论了这些痕量元素在煤燃烧过程中的迁移转化机理。
陈磊[7]（2019）在《350MW超低排放燃煤电厂汞排放特性试验研究》文中研究说明燃煤电厂汞排放作为人为汞排放的主要来源,已成为继烟尘、SO2、NOx之后的第四大污染物。汞污染物排放控制已成为燃煤电厂污染物控制的必要措施。随着燃煤电厂超低排放改造的实施,烟气中汞的迁移规律和排放较常规机组发生了较大变化,探究超低排放燃煤电厂汞的排放以及污染物控制装置对汞的协同脱除,对我国燃煤汞减排和环境保护具有重要意义。本文在一台配置选择性催化还原（SCR）脱硝装置,电袋复合除尘器（EFIP）,湿法烟气脱硫（WFGD）装置的350 MW超低排放燃煤电厂进行了汞排放特性的测试研究。使用Ontario Hydro Method（OHM）烟气汞取样标准方法在各污染物控制装置前后进行了烟气汞的同时取样,同时采集了煤样、底渣、除尘器灰、新鲜脱硫剂浆液、脱硫废水、脱硫石膏等样品。考察了各污染物控制装置对烟气汞的协同脱除特性,烟气汞排放特性以及燃煤电厂副产品中汞的排放特性。实验结果表明,该超低排放燃煤机组在100%MCR、85%MCR、68%MCR工况下,锅炉系统及各污染物控制装置的汞质量平衡率分别为70.18%-129.16%、75.4%-129.16%及83.67%-116.63%。燃煤机组排放的汞主要分布在烟气中,其次是EFIP飞灰、WFGD石膏及废水、炉渣之中,Hg0是烟气排放汞中的主要形态。SCR装置有利于气态Hg0向气态Hg2+及气态颗粒汞（Hgp）的转化,Hg0的转化率为46.92%-64.3%,其中最显着的就是烟气经过SCR后,烟气中Hgp浓度显着增加,Hg2+浓度减少。该现象有别于其他学者研究的颗粒汞浓度变化不大的结果,其原因可能是转化形成的Hg2+容易被烟气中的飞灰吸附,进而出现Hg2+及Hg0浓度下降、Hgp浓度激增的现象。电袋复合除尘器（EFIP）对烟气中颗粒汞（Hgp）和烟气总汞(HgT,HgT=Hg0+Hg2++Hgp)的脱除效率分别为99.95%-99.97%、43.7%-64.34%,高于常规除尘器对颗粒汞及总汞的脱除效率。这是因为EFIP综合了电除尘与布袋除尘的优势,其前级电场区除尘效率高,可除掉约80%的粉尘;其余难以捕捉的细颗粒物由布袋区收集。而电区荷电会使得荷电后的粉尘在静电力作用下在滤袋表面形成有规则、疏松的粉饼层,更有利于汞在袋区被飞灰吸附脱除。EFIP的电区与袋区飞灰中汞富集因子分别为1.7×10-3-3.8×10-3、9.4×10-3-1.28×10-2,袋区对汞的单位浓度富集量是电区的4倍之多,袋区是汞脱除的主要区域。WFGD对气态Hg2+和气态Hg0脱除率分别为17%-25%和-8.26--5.2%,对HgT的脱除率为0.05%-5.6%,表明WFGD对Hg2+具有较好的脱除效果,但对Hg0几乎没有脱除作用,还产生了Hg2+还原为Hg0的现象,导致HgT的脱除效果较差。SCR+（EFIP）+WFGD对烟气HgT的协同脱除率为60.13%-73.14%。锅炉最终排放到大气中的总汞浓度在1.8μg/m3-2.54μg/m3之间,大大低于国家规定的汞排放限值≤30 ug/m3;炉渣中汞浓度为0.005-0.014mg/kg,EFIP飞灰中汞浓度为0.13-0.216 mg/kg,石膏中汞浓度为0.019-0.063 mg/kg,脱硫废水中汞浓度为0.31-0.37mg/L。炉渣、EFIP及石膏粉中汞含量均低于GB 15618-1995中的土壤限值（0.5 mg/kg）,但脱硫废水中汞浓度远高于GB/T14848-9中的地下水限值（0.001 mg/L）。最后,基于本文研究结果提出了可再生的脱汞吸附剂、抑制WFGD浆液Hg0的再释放、以及脱硫废水中的汞深度脱除是目前燃煤电厂“汞零排放”技术的发展方向。
邵嘉铭[8]（2020）在《基于锰系催化剂催化脱除烟气中NOx和VOCs的试验与机理研究》文中进行了进一步梳理人类的社会活动以及工业生产过程都会造成NOx,SO2,VOCs和颗粒物的排放。这些一次污染物,经过一系列的大气化学反应,会进一步引发雾霾、光化学烟雾、酸雨等环境污染问题。随着我国燃煤电厂的超低排放的工作的稳定推进,我国的环境问题得到了一定程度的改善,主要污染物的排放都呈现下降趋势。环保部发布的《2018中国生态环境状况公报》中,近地面臭氧是唯一一个不降反升的污染物。究其产生原因是排放到大气中挥发性有机物加速了NO2的光解反应,从而造成了近地面臭氧的生成。近地面臭氧作为一个新兴的污染物严重威胁了人类的健康,现阶段的环境污染问题依旧严峻,开展NOx脱除和VOCs的降解工作迫在眉睫。近年来,臭氧一体化脱除技术,由于具有可以适应复杂烟气成分、处理低温烟气等优点,已经在诸多工业应用中取得了成功。但是,任何一个技术如果停滞不前就会被时代淘汰。不断对臭氧一体化技术改进,也是我们课题组一直坚持的工作,本文主要介绍了博士期间两方面的工作:（1）降低臭氧的投入量,利用烟气中的氧气将NO提前氧化为NO2,实现前置氧化。（2）拓宽技术的应用领域,探究NOx脱除和VOCs降解过程的相互作用机制,在喷淋塔前的典型烟气条件下实现臭氧对VOCs的降解。催化烟气中的氧气氧化NO生成NO2方面本文做了两部分的改进:（1）对于镧锰钙钛矿催化剂进行改性,提高NO氧化效率和抗硫能力;（2）调控催化剂的形貌,探究形貌对催化活性的影响。对于镧锰钙钛矿的改性,本文使用过渡金属（Cu、Fe、Ce、Co）分别部分取代镧锰钙钛矿中的La和Mn,结果发现过渡金属部分取代La,催化剂获得较好的活性,其中Co负载后的催化剂效果最好,我们选取活性最高的LaCoMnO催化剂,对其进行HNO3酸化处理,发现酸化后的LaCoMnO-A催化剂表现出疏松的骨架结构,比表面积极大增加,催化氧化NO的效率也进一步提高。SO2是烟气中不可避免的组成部分,它的存在会使催化产生中毒失活现象,是氧化型催化剂大规模应用的最大障碍。目前为止,对于催化剂高浓度SO2的耐受问题仍然没有理想的方法,本文针对一些低浓度SO2的工业废气（如一些生物质锅炉烟气等）开展催化剂低浓度SO2的耐受性试验,结果发现酸化处理后的催化剂,表现出了较好的抗硫性能,即使SO2的浓度提高到了80 ppm,NO的转化率依然没有下降,当SO2浓度继续增大到100 ppm,1小时后催化剂发生的中毒失活现象。从试验结果中我们可以发现催化剂实现低浓度抗硫是可行的,这为氧化型催化剂的应用领域提供了一个方向。文本还研究了催化剂的形貌对于催化氧化NO的影响。制备了两种形貌的MnO2催化剂,一种是中空球状H-MnO2,一种是短棒状MnO2-R,以溶胶凝胶法制备的无定型MnO2-C催化剂为比对,发现中空球状和短棒状MnO2催化剂NO转化效率都明显高于MnO2-C催化剂。继续向两种形貌催化剂上掺杂过渡金属,发现Fe掺杂在H-MnO2催化剂上活性得到了进一步提升。在抗硫试验中,发现球状结构的催化剂具有更优的抗硫性能,对于MnO2-R,过渡金属Ce和Fe的加入可以保护Mn4+不被SO2还原,也提高了SO2的耐受力。此外,采用in-situ DRIFTS对催化反应中的催化剂表面中间产物的转化过程进行分析,总结出来了两种形貌催化剂催化氧化NO的反应机理,发现NO→Mn9+)NO2-O→2NO2是主要反应路径。关于VOCs降解方面,由于甲苯是工业废气中常见的VOCs,其含量相对其他VOCs较高,所以本文选取甲苯为目标VOCs。臭氧均相氧化甲苯,120oC下仅有7%的效率,因此,需要引入催化剂。工业废气中VOCs和常规污染物是同时存在的,所以有必要研究催化脱除过程中他们之间是否相互影响。这就是本文在甲苯的催化降解过程中做的两部分工作:（1）在脱硫塔前典型的工业烟气条件下,开展臭氧耦合催化剂催化降解甲苯的研究;（2）研究同时催化氧化NO和降解甲苯这两个过程相互作用机制。首先分别以γ-Al2O3、SiO2和TiO2为载体采用浸渍法负载金属锰制备催化剂,反应温度选取塔前烟气温度120 oC,发现以γ-Al2O3为载体时,获得了100%甲苯转化效率,并且反应器出口没有臭氧残留。选取活性最高的MnOx/γ-Al2O3催化剂,进一步探究反应温度、O3/甲苯摩尔比和甲苯初始浓度的影响,发现催化剂适宜的温度范围为100120 oC,催化剂可以适应工业烟气中甲苯初始浓度的波动。随后,本文对MnOx/γ-Al2O3催化剂开展了抗硫抗水试验,发现SO2和H2O的存在都会造成催化剂的部分失活现象,但是这种失活是可逆的,停止通入SO2和H2O后,甲苯的降解效率得以恢复,即使在200 ppm SO2和3.6 vol.%水蒸气存在的情况下,催化剂依然可以保持80%以上的甲苯降解效率,为其工业应用提供了可行性。第二部分工作是研究同时催化氧气氧化NO和催化降解甲苯两个过程的相互作用机制。催化剂采用α-、β-、γ-和δ-MnO2催化剂,试验结果表明NO的加入会使甲苯的降解曲线整体向高温方向偏移1020 oC,而甲苯的对于NO氧化过程的影响很大,低温条件下NO转化率为0,甲苯的加入导致催化剂催化NO出现低温失活现象,当温度继续升高时,到达某一温度NO氧化效率急剧上升,上升后基本可以达到该温度下单独催化氧气氧化NO的效率。此外,发现NO转化效率开始加速上升的温度基本和甲苯转化速率开始降低的温度重合,也就是甲苯降解反应接近完成的温度直接决定了NO氧化反应开始的温度。所以,我们猜想只要提高催化剂催化降解甲苯的低温活性,就可以保障催化剂催化氧化NO的高活性区间不受影响。关于臭氧多种污染物一体化脱除技术的工业推广,本文介绍了该技术在生物质锅炉中的应用,由于生物质锅炉烟气中含有碱金属元素,使用SCR脱硝会造成催化剂碱金属中毒,并且,生物质锅炉的排烟温度低,没有适宜SCR反应器的温度窗口。因此,臭氧多种污染物一体化脱除技术是最优的选择。项目调试后,NOx的排放浓度最低可以控制在15mg/Nm3以下,当O3/NO<2.1时,几乎检测不到O3残留。
马强[9]（2016）在《烟气中多种污染物超低排放的活性分子氧化及一体化脱除机理研究》文中研究指明目前成熟的燃煤烟气污染物治理措施具有相当强的针对性,而由于烟气中的污染物成分较为复杂,致使后续环保系统复杂、占地面积大、投资和运行成本高和影响锅炉正常运行等问题,能够协同脱除两种或两种以上烟气污染物的技术亟待开发。由于中国单位国土面积的能源利用强度较高,不论从煤炭消费总量还是从实际单位国土面积煤炭消费量来看,中国要想实现空气质量的根本改善,燃煤企业必须执行比其他国家更为严格的烟气污染物排放标准。燃煤企业烟气污染物超低排放是未来其生存与发展的重要方向。因此能够实现两种或两种以上烟气污染物超低排放的技术是现在研究的重点。臭氧氧化结合湿法洗涤实现烟气中多种污染物协同脱除的方法具有反应温度低,能耗较低,并且臭氧反应产物为氧气,在烟气治理过程不引入其他污染等优点。相对来说,该方法在烟气多种污染物协同治理方面有较为广阔的应用前景。传统湿法喷淋对于N02脱除效率较低,本文提出采用氧化还原电极电势理论遴选化学活性物质作为促进N02脱除的添加剂,并对据此理论选出的r进行全面的研究,包括I-浓度、模拟烟气氧气浓度、模拟烟气中SO2和NO2初始浓度及SO2/NO2体积浓度比、循环浆液pH值等。研究结果显示随着r添加浓度的增大,NO2脱除效率逐步提高,当c（I-）=2 mol/L时,NO2脱除效率可达98.7%。且I-对于NO2的脱除不受模拟烟气中氧气的影响,可抗氧气氧化。烟气中S02和NO2的同时存在可实现r的循环使用和无损耗使用。试验结果证明本文针对N02的脱除机理提出的遴选添加剂的理论是正确的。重新审核O3与NOx之间的反应,着重研究该反应在低温（<120℃）、大O3/NOx摩尔比（>1）和较长反应时间（>2s）时的终产物。首先提出更加完善的反应机理,利用化学反应动力学模拟软件Chemkin进行该反应的敏感性分析和一些反应影响因素的前期研究。研究发现反应温度、O3/NOx摩尔比和反应时间是该反应生成N2O5的主要控制条件,较低温度（≤90℃）.03/NOx摩尔比>1、较长的反应时间（>2s）有利于N2O5的生成。当反应温度=70℃、O3/NOx摩尔比=2.0、反应时间=4 s时,N205的生成率可达80%以上。研究还发现当O3/NOx摩尔比>1时,随反应温度升高,烟气中SO2的氧化率增大,反应温度-90℃时,SO2的氧化率最高可达5%。在模拟结果的基础上开展针对性的试验研究,通过对O3与NOx反应条件（包括反应温度、反应摩尔比、反应时间和SO2）的小型试验,证明文中之前提出的反应机理和模拟结果较为真实地描述了03与NOx之间的反应。开展N2O5的湿法洗涤脱除效率试验,利用该机理可取得90%以上的脱硝效率。根据该机理需要研究的关键性参数搭建5000 Nm3/h中型试验平台,开展中试试验。试验结果表明臭氧氧化生成N205并结合湿法洗涤可实现同时脱硫脱硝,当喷淋洗涤塔前烟气温度=90℃、O3/NOx摩尔比=2.0时,可实现90%以上的脱硝效率和98%的脱硫效率。基于之前的理论和试验研究基础,在一烟气量6万Nm3/h炭黑干燥炉上成功进行该技术的工程示范。并在该示范工程上开展调试试验,调试试验结果除了验证之前的脱硝规律,还显示：循环浆液pH值对该技术脱硝效率的影响较小;强制氧化风机不工作会在一定程度上降低该系统的脱硝效率。经过对运行参数的优化,烟气中SO2和NOx分别由初始浓度800～1000 mg/Nm3和600～900 mg/Nm3降至<35 mg/Nm3和10～20 mg/Nm3。实际工程运行结果表明臭氧氧化生成N2O5可与传统石灰石石膏湿法脱硫进行有效结合,实现烟气中SO2和NOx的同时超低排放。对比活性分子多脱实现NOx超低排放和目前主流的SCR或SNCR耦合SCR实现NOx超低排放的技术特点和成本,活性分子多脱在成本上高于传统脱硝技术,但其主要设备布置简单、适用于低温烟气（<120℃）和可同时实现Hg高效脱除的特点,使其具有较为广阔的应用推广前景。
武亚雄[10]（2019）在《NaClO2氧化燃煤烟气中Hg0的实验研究》文中指出燃煤汞污染是继粉尘、氮氧化物和二氧化硫之后又一备受关注的大气污染物。在各种燃煤烟气汞污染控制技术中,利用现有空气污染物控制装置对汞进行联合脱除是一种切实可行的方法。燃煤烟气中的单质汞（Hg0）具有易挥发以及难溶于水的特点,很难被现有的空气污染控制装置去除。因此,本文通过NaClO2溶液来降低烟气中Hg0的含量,使烟气中的Hg0氧化成易溶于水的氧化态汞(Hg2+),再结合现有污染物控制装置实现汞的脱除。本文采用自建的实验系统,通过气相氧化和液相氧化两种途径来探究NaClO2溶液对烟气中Hg0的氧化性能。气相氧化实验主要考察反应温度、单一烟气以及混合烟气的成分和比例、Hg0通入的位置、反应停留时间等因素对NaClO2溶液汽化后Hg0氧化性能的影响;液相氧化实验主要考察NaClO2溶液浓度、浆液特性、烟气成分等因素对NaClO2溶液氧化Hg0性能的影响。实验结果表明:在气相氧化反应中,随反应器温度的升高,效率呈上升趋势,汽化室温度在230℃,反应室温度在250℃时氧化效率可达87.2%;反应停留时间对于Hg0氧化效率影响不显着;SO2和NO对Hg0的氧化效率起促进作用。在液相氧化反应中,SO2和NO对Hg0氧化效率均有较显着的影响,随烟气中SO2浓度的升高,氧化效率降低;当烟气中含有NO时,对Hg0氧化效率影响不大;NaClO2浓度增大,Hg0氧化效率越高;NaClO2溶液氧化Hg0效率受pH值影响较大,随着吸收液pH值的升高,Hg0氧化效率大幅度下降,当pH值大于7对Hg0氧化效率为0;浆液温度对NaClO2氧化Hg0的影响并不显着。研究结果为燃煤电厂利用现有空气污染控制装置同时脱汞提供了理论基础,为Hg0氧化技术的不断完善做一个铺垫。
二、活性炭浆液中SO_2的氧化（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、活性炭浆液中SO_2的氧化（论文提纲范文）
（1）低温烟气钢渣联合脱硫脱硝过程强化工艺与机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 符号说明 |
| 第1章 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 工业固废与烟气污染物协同治理技术 |
| 1.2.1 工业固废脱硫脱硝技术现状 |
| 1.2.2 钢渣脱硫脱硝研究进展 |
| 1.3 湿法脱硝过程强化技术研究进展 |
| 1.3.1 气相氧化法 |
| 1.3.2 液相还原吸收法 |
| 1.3.3 液相氧化吸收法 |
| 1.4 本论文研究思路和内容 |
| 1.4.1 主要问题和研究思路 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 第2章 钢渣联合脱硫脱硝过程机理研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验原料与仪器 |
| 2.2.2 分析方法 |
| 2.2.3 实验方法和装置 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 原料钢渣表征 |
| 2.3.2 弱酸条件下钢渣浸出规律研究 |
| 2.3.3 吸收剂表征 |
| 2.3.4 酸化钢渣浆液同时脱除NO、NO_2工艺条件研究 |
| 2.3.5 酸化钢渣浆液脱硝机理研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 酸化钢渣/双氧水体系催化氧化NO工艺与机理研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验原料与仪器 |
| 3.2.2 分析方法 |
| 3.2.3 实验方法和装置 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 催化剂制备条件研究 |
| 3.3.2 催化剂表征 |
| 3.3.3 酸化钢渣/双氧水体系催化氧化NO工艺条件研究 |
| 3.3.4 酸化钢渣/双氧水体系催化氧化NO机理研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 复合助剂强化钢渣浆液脱硫脱硝工艺与机理研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验原料与仪器 |
| 4.2.2 分析方法 |
| 4.2.3 实验方法和装置 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 助剂筛选 |
| 4.3.2 复合助剂强化钢渣浆液脱硫脱硝工艺研究 |
| 4.3.3 复合助剂强化钢渣浆液脱硫脱硝扩试实验 |
| 4.3.4 复合助剂强化钢渣浆液脱硫脱硝机理研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 尾渣与废水资源化利用及关键技术工业化验证 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 尾渣资源化利用 |
| 5.3 脱硫脱硝废水资源化利用 |
| 5.4 整体工艺设计与经济性核算 |
| 5.4.1 整体工艺设计 |
| 5.4.2 经济性核算 |
| 5.5 中试实验验证 |
| 5.5.1 中试装置与方法 |
| 5.5.2 中试运行结果 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（2）基于SCR和WFGD系统协同脱汞实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 大气汞的来源及危害 |
| 1.2.1 大气汞的来源 |
| 1.2.2 汞的危害 |
| 1.3 燃煤过程中汞的迁移转化 |
| 1.3.1 煤中汞的分布及赋存状态 |
| 1.3.2 燃煤过程中汞迁移转化 |
| 1.4 燃煤烟气汞污染控制技术 |
| 1.4.1 吸附剂脱除技术 |
| 1.4.2 液相氧化脱除技术 |
| 1.4.3 催化氧化脱除技术 |
| 1.4.4 其他脱除技术 |
| 1.5 课题研究的目的、意义和内容 |
| 1.5.1 燃煤电厂现有空气污染控制装置协同脱汞技术限制 |
| 1.5.2 课题研究的目的和意义 |
| 1.5.3 课题研究的内容 |
| 第2章 CuCl_2改性商用SCR催化剂催化氧化Hg~0实验研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 催化剂制备 |
| 2.2.2 实验平台 |
| 2.2.3 实验方法 |
| 2.3 CuCl_2-SCR催化剂催化氧化Hg~0性能 |
| 2.3.1 CuCl_2添加量对催化剂催化氧化Hg~0性能的影响 |
| 2.3.2 烟气组分对CuCl_2-SCR催化剂催化氧化Hg~0性能的影响 |
| 2.3.3 CuCl_2-SCR催化剂脱硝协同催化氧化Hg~0 |
| 2.4 催化剂表征及分析 |
| 2.4.1 BET |
| 2.4.2 XRD |
| 2.4.3 XRF |
| 2.5 CuCl_2-SCR催化剂催化氧化Hg~0机理 |
| 2.5.1 不同处理条件下催化剂表面Cu和Cl的含量 |
| 2.5.2 汞在CuCl_2-SCR催化剂表面赋存状态 |
| 2.5.3 CuCl_2-SCR催化剂催化氧化Hg~0机理 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 CuO改性SCR催化剂催化氧化Hg0实验研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 催化剂制备 |
| 3.2.2 实验平台 |
| 3.2.3 实验方法 |
| 3.3 CuO-V_2O_5-WO_3/TiO_2催化剂催化氧化Hg~0 |
| 3.3.1 不同活性组分配比的催化剂催化氧化Hg~0 |
| 3.3.2 烟气组分对催化剂催化氧化Hg~0性能的影响 |
| 3.3.3 脱硝工况下催化剂催化氧化Hg~0性能 |
| 3.4 CuO改性商用SCR催化剂脱硝协同催化氧化Hg~0 |
| 3.4.1 CuO改性商用SCR催化剂活性评价 |
| 3.4.2 SO_2对CuO改性商用SCR催化剂活性的影响 |
| 3.4.3 H_2O对CuO改性商用SCR催化剂活性的影响 |
| 3.4.4 燃煤烟气条件下催化剂脱硝协同催化氧化Hg0性能 |
| 3.5 催化剂表征及分析 |
| 3.5.1 BET |
| 3.5.2 XRD |
| 3.5.3 XPS |
| 3.6 CuO改性SCR催化剂催化氧化Hg~0机制 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 NaClO_2促进脱硫浆液中Hg~0氧化实验研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验平台 |
| 4.2.3 实验方法 |
| 4.3 NaClO_2促进脱硫浆液中Hg~0氧化实验 |
| 4.3.1 NaClO_2浓度对Hg~0氧化性能的影响 |
| 4.3.2 pH值对Hg~0氧化性能的影响 |
| 4.3.3 反应温度对Hg~0氧化性能的影响 |
| 4.3.4 Cl~-浓度对Hg~0氧化性能的影响 |
| 4.3.5 酸性气体对Hg~0氧化性能的影响 |
| 4.4 NaClO_2氧化Hg~0产物表征及分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 添加剂抑制脱硫浆液中汞再释放动力学研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验平台 |
| 5.2.3 实验方法 |
| 5.3 脱硫浆液中汞再释放动力学研究 |
| 5.3.1 反应级数的确定 |
| 5.3.2 速率常数的确定 |
| 5.3.3 表观活化能的确定 |
| 5.4 反应工况对脱硫浆液中汞再释放的影响 |
| 5.4.1 浆液温度对汞再释放影响 |
| 5.4.2 浆液pH值对汞再释放影响 |
| 5.4.3 O_2含量对汞再释放影响 |
| 5.4.4 Cl~-浓度对汞再释放影响 |
| 5.5 反应工况对添加剂抑制脱硫浆液中汞再释放的影响 |
| 5.5.1 添加剂浓度对汞再释放影响 |
| 5.5.2 温度对添加剂抑制汞再释放影响 |
| 5.5.3 pH值对添加剂抑制汞再释放影响 |
| 5.5.4 O_2含量对添加剂抑制汞再释放影响 |
| 5.5.5 Cl~-浓度对添加剂抑制汞再释放影响 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 基于SCR和WFGD系统协同脱汞实验研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 实验材料 |
| 6.2.2 实验平台 |
| 6.2.3 实验方法 |
| 6.3 脱硝工况对基于SCR和WFGD系统协同脱汞的影响 |
| 6.3.1 SCR运行温度的影响 |
| 6.3.2 GHSV的影响 |
| 6.3.3 NH_3/NO的影响 |
| 6.4 脱硫工况对基于SCR和WFGD系统协同脱汞的影响 |
| 6.4.1 浆液温度的影响 |
| 6.4.2 浆液初始pH值的影响 |
| 6.4.3 浆液Cl~-浓度的影响 |
| 6.5 基于SCR和WFGD系统协同脱汞稳定性研究 |
| 6.6 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 未来研究工作的展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 攻读博士学位期间参加的科研工作 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（3）燃煤电厂汞排放与控制技术研究进展（论文提纲范文）
| 0 引言 |
| 1 汞排放标准 |
| 2 烟气汞浓度检测 |
| 2.1 安大略法 (OHM) |
| 2.2 碳吸附管法 (EPA Method 30B) |
| 2.3 汞在线连续监测 (Hg-CEMS) |
| 2.4 OHM、30B与Hg-CEMS对比 |
| 3 燃煤脱汞技术 |
| 3.1 燃烧前脱汞 |
| 3.2 燃烧中脱汞 |
| 3.3 烟气脱汞 |
| 3.3.1 APCDs协同脱汞 |
| 3.3.2 活性炭喷射脱汞 |
| 3.4 新型脱汞吸附剂 |
| 3.4.1 生物质焦 |
| 3.4.2 飞灰 |
| 3.4.3 钙基吸附剂 |
| 3.4.4 矿物吸附剂 |
| 4 超低排放与汞减排 |
| 4.1 超低排放发展进程 |
| 4.2 超低排放技术对汞的协同脱除 |
| 4.2.1 除尘装置 |
| 4.2.2 脱硫装置 |
| 4.2.3 脱硝装置 |
| 4.2.4 超低排放电厂的汞排放 |
| 5 前瞻性脱汞研究 |
| 5.1 可再生脱汞吸附剂 |
| 5.2 WFGD浆液Hg0的再释放 |
| 5.3 WFGD产物的汞稳定化 |
| 5.4 脱硫废水中汞的脱除 |
| 6 结语 |
（4）铁基催化剂催化氧化脱硫脱硝脱汞实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 主要符号表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 燃煤烟气中SO_2、NO_x和Hg的排放现状及危害 |
| 1.3 燃煤烟气多污染物同时脱除技术研究现状 |
| 1.3.1 固相吸附和吸收法同时脱除烟气多污染物技术 |
| 1.3.2 高能辐射法同时脱除烟气多污染物技术 |
| 1.3.3 液相氧化和吸收法同时脱除烟气多污染物技术 |
| 1.3.4 气相氧化法同时脱除烟气多污染物技术 |
| 1.3.5 现有污染物控制设备协同脱汞技术 |
| 1.4 本文研究内容及目标 |
| 1.5 本章小结 |
| 第2章 实验平台、试剂和方法 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验平台和系统 |
| 2.2.1 类气相催化氧化实验平台 |
| 2.2.2 液相催化喷射鼓泡实验平台 |
| 2.3 实验装置和试剂 |
| 2.4 实验分析方法 |
| 2.5 催化表征方法和脱除产物分析 |
| 2.5.1 X射线衍射(XRD) |
| 2.5.2 扫描电子显微镜(SEM) |
| 2.5.3 透射电子显微镜(TEM) |
| 2.5.4 比表面积及孔结构分析(BET) |
| 2.5.5 傅立叶红外光谱仪(FT-IR) |
| 2.5.6 X射线光电子能谱分析(XPS) |
| 2.5.7 紫外-可见光吸收光谱(UV-Vis) |
| 2.5.8 原子荧光光度计(AFS) |
| 2.5.9 离子色谱(IC) |
| 2.5.10 磁饱和强度(VSM) |
| 2.5.11 电子顺磁共振(EPR) |
| 2.5.12 电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS) |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 类芬顿体系铁基催化剂的筛选研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 催化剂的制备 |
| 3.2.1 零价铁的制备 |
| 3.2.2 磁性铁的制备 |
| 3.2.3 氧化铁的制备 |
| 3.2.4 复合铁的制备 |
| 3.3 催化剂的表征 |
| 3.3.1 XRD分析 |
| 3.3.2 FT-IR分析 |
| 3.3.3 BET分析 |
| 3.4 类芬顿催化H_2O_2氧化NO的实验研究 |
| 3.4.1 催化剂活性测试 |
| 3.4.2 H_2O_2浓度对脱硝效率的影响 |
| 3.4.3 反应温度对脱硝效率的影响 |
| 3.4.4 催化剂的连续性试验 |
| 3.5 催化剂筛选结果分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 铁基催化剂脱硫脱硝脱汞实验研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 铁基催化剂的制备 |
| 4.3 铁基催化剂的表征 |
| 4.3.1 SEM分析 |
| 4.3.2 XPS分析 |
| 4.3.3 N_2吸附-脱附实验 |
| 4.4 类芬顿催化氧化脱硫脱硝脱汞的实验研究 |
| 4.4.1 氧化剂和添加剂浓度对脱除效率的影响 |
| 4.4.2 催化剂组分和用量对脱除效率的影响 |
| 4.4.3 反应温度对脱除效率的影响 |
| 4.4.4 空速对脱除效率的影响 |
| 4.4.5 烟气组分对脱除效率的影响 |
| 4.4.6 同时脱硫脱硝脱汞平行实验 |
| 4.4.7 催化剂再利用实验 |
| 4.5 催化氧化脱硫脱硝脱汞反应机理研究 |
| 4.5.1 脱除过程中自由基的鉴定 |
| 4.5.2 反应后催化剂的分析 |
| 4.5.3 催化氧化脱除机理推测 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 负载型铁基催化剂液相脱硫脱硝脱汞实验研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 负载型铁基催化剂的制备和表征 |
| 5.2.1 XRD分析 |
| 5.2.2 FT-IR分析 |
| 5.2.3 XPS分析 |
| 5.2.4 SEM分析 |
| 5.3 负载型铁基催化剂液相脱硫脱硝脱汞的实验研究 |
| 5.3.1 催化剂用量对脱除效率的影响 |
| 5.3.2 N溶液浓度对脱除效率的影响 |
| 5.3.3 反应温度对脱除效率的影响 |
| 5.3.4 N溶液pH对脱除效率的影响 |
| 5.3.5 催化剂的稳定性和铁的渗出率 |
| 5.4 液相催化氧化反应机理研究 |
| 5.4.1 脱除过程中自由基的鉴定 |
| 5.4.2 脱除产物的分析 |
| 5.4.3 液相催化脱除机理推测 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 负载型铁基催化剂类气相脱硫脱硝脱汞实验研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 负载型铁基催化剂的制备和表征 |
| 6.2.1 TEM分析 |
| 6.2.2 BET分析 |
| 6.2.3 磁性分析 |
| 6.2.4 元素含量分析 |
| 6.3 负载型铁基催化剂类气相脱硫脱硝脱汞的实验研究 |
| 6.3.1 催化剂用量对脱除效率的影响 |
| 6.3.2 氧化剂浓度对脱除效率的影响 |
| 6.3.3 反应温度对脱除效率的影响 |
| 6.3.4 烟气组分对脱除效率的影响 |
| 6.3.5 同时脱硫脱硝脱汞平行实验 |
| 6.4 类气相催化氧化反应机理研究 |
| 6.4.1 脱除过程中自由基的鉴定 |
| 6.4.2 类气相催化脱除机理推测 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 对未来研究工作的展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 攻读博士学位期间参加的科研工作 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（5）燃煤工业锅炉臭氧氧化结合镁基湿法联合脱硫脱硝工艺研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 工业锅炉烟气污染物排放现状及背景 |
| 1.2 立题依据及技术遴选 |
| 1.3 课题目标 |
| 1.4 课题来源 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 干法及半干法烟气联合脱硫脱硝工艺介绍 |
| 2.1.1 电子束照射法联合脱硫脱硝技术 |
| 2.1.2 脉冲电晕等离子体法联合脱硫脱硝技术 |
| 2.1.3 固相吸附催化法联合脱硫脱硝工艺 |
| 2.2 湿法联合脱硫脱硝技术及氮氧化物氧化技术介绍 |
| 2.2.1 络合法湿法联合脱硫脱硝技术 |
| 2.2.2 还原型湿法联合脱硫脱硝工艺 |
| 2.2.3 氧化结合湿法联合脱硫脱硝技术 |
| 2.3 有机胺湿法脱硫、脱硝技术介绍 |
| 2.3.1 有机胺脱硫工艺 |
| 2.3.2 有机胺吸收氮氧化物过程研究 |
| 2.4 本章小结及研究内容 |
| 3 实验装置、材料及实验方法 |
| 3.1 臭氧氧化过程原位红外光谱测试装置及分析方法 |
| 3.1.1 配气系统及方法 |
| 3.1.2 红外气体分析装置及方法 |
| 3.1.3 烟气测试装置 |
| 3.2 气相氧化协同填料吸收装置、材料和分析测试方法 |
| 3.2.1 配气系统及方法 |
| 3.2.2 填料吸收装置及方法 |
| 3.2.3 气相及液相参数测试装置及方法 |
| 3.3 气相氧化协同鼓泡吸收装置、材料和分析测试方法 |
| 3.3.1 鼓泡吸收装置及方法 |
| 3.3.2 气相及液相参数测试装置及方法 |
| 3.4 主要实验气体、药品及仪器 |
| 3.5 联合吸收效率的计算 |
| 4 臭氧同时氧化NO_x与SO_2的原位红外光谱机理研究 |
| 4.1 构建气相氧化反应体系 |
| 4.2 臭氧单独氧化NO_x的原位红外光谱机理研究 |
| 4.2.1 臭氧注入浓度对氧化结果的影响 |
| 4.2.2 气相反应温度对氧化结果的影响 |
| 4.2.3 臭氧对NO的单独氧化过程反应路径及机理分析 |
| 4.3 臭氧单独氧化SO_2的原位红外光谱机理研究 |
| 4.4 臭氧同时氧化NO_x与SO_2的原位红外光谱机理研究 |
| 4.4.1 臭氧初始浓度对同时氧化混合烟气结果的影响 |
| 4.4.2 反应温度对同时氧化混合烟气结果的影响 |
| 4.4.3 臭氧对NO_x与SO_2同时氧化过程反应路径及机理分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 臭氧氧化后烟气在常见吸收剂中吸收基础参数研究 |
| 5.1 臭氧氧化后混合烟气在水中的吸收参数研究 |
| 5.1.1 进口臭氧浓度对水吸收NO_x的效率影响 |
| 5.1.2 进口臭氧浓度对水同时吸收NO_X与SO_2的效率影响 |
| 5.1.3 烟气种类对脱硝效率的影响 |
| 5.1.4 吸收液相循环量对NO_x的吸收效率影响 |
| 5.1.5 水吸收循环吸收过程下的离子累积情况 |
| 5.2 臭氧氧化后混合烟气在酸、碱中的吸收参数研究 |
| 5.2.1 不同浓度硝酸对NO_x氧化产物的吸收效率影响 |
| 5.2.2 Ca(OH)_2对不同氧化态的NO_x吸收效率研究 |
| 5.2.3 不同碱性吸收剂的同时脱硫脱硝性能对比 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 臭氧氧化结合镁基湿法吸收工艺的工艺参数及吸收机理研究 |
| 6.1 构建氧化镁浆液的吸收反应过程 |
| 6.2 工艺参数对氧化镁联合脱硫脱硝效率的影响研究 |
| 6.2.1 臭氧起始浓度的影响对联合脱除效率的影响 |
| 6.2.2 MgO浆液浓度对联合脱除效率的影响 |
| 6.2.3 吸收浆液pH对联合脱除效率的影响 |
| 6.2.4 烟气中SO_2浓度对联合脱除效率的影响 |
| 6.3 臭氧结合镁基湿法吸收工艺的吸收机理研究 |
| 6.3.1 低氧化态NO_x在MgO浆液中的吸收过程 |
| 6.3.2 高氧化态NO_x在MgO浆液中的吸收过程 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 臭氧结合镁基湿法吸收工艺--三乙醇胺添加剂的研究 |
| 7.1 添加TEA后联合脱硫脱硝效率的工艺参数影响研究 |
| 7.1.1 添加TEA对联合脱除效率的影响 |
| 7.1.2 不同添加剂类型对联合脱除效率的影响 |
| 7.1.3 pH值对添加TEA联合脱除效率的影响 |
| 7.1.4 TEA浓度对NO_x吸收效率的影响 |
| 7.1.5 SO_2浓度对NO_x吸收效率的影响 |
| 7.1.6 吸收过程中的离子累积情况 |
| 7.2 添加TEA促进联合脱硫脱硝效率的机理研究 |
| 7.2.1 TEA吸收过程分析 |
| 7.2.2 TEA吸收机理分析 |
| 7.3 本章小结 |
| 8 臭氧结合镁基湿法吸收工艺--抗坏血酸添加剂的研究 |
| 8.1 抗氧化剂筛选及工艺参数研究 |
| 8.1.1 不同抗氧化剂对联合脱除效率的影响 |
| 8.1.2 抗坏血酸浓度对NO_x吸收效率的影响 |
| 8.1.3 烟气含氧量对添加抗坏血酸联合脱除效率的影响 |
| 8.1.4 pH值对添加抗坏血酸联合脱除效率的影响 |
| 8.1.5 液相温度对添加抗坏血酸联合脱除效率的影响 |
| 8.2 添加抗坏血酸后联合脱硫脱硝效率的机理研究 |
| 8.2.1 吸收过程中的离子累积情况 |
| 8.2.2 抗坏血酸促进吸收机理分析 |
| 8.3 本章小结 |
| 9 结论与展望 |
| 9.1 主要结论 |
| 9.2 对未来工作的建议 |
| 参考文献 |
| 论文创新点 |
| 作者简历 |
（6）煤中添加剂对烟气汞形态转化和燃煤痕量元素迁移的机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩写与符号列表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 汞在环境中的迁移及危害 |
| 1.1.2 汞的主要排放源 |
| 1.1.3 燃煤汞排放的相关标准 |
| 1.1.4 燃煤其他痕量元素的排放 |
| 1.2 燃煤过程中汞的迁移转化及脱除 |
| 1.2.1 燃煤过程中汞的迁移转化 |
| 1.2.2 燃煤脱汞技术 |
| 1.3 燃煤过程中其他痕量元素迁移转化的一般过程 |
| 1.4 煤中添加剂对烟气汞形态转化和脱除 |
| 1.4.1 国内研究进展 |
| 1.4.2 国外研究进展 |
| 1.5 燃煤电厂汞迁移及排放 |
| 1.6 燃煤过程其他痕量元素迁移转化及排放的研究进展 |
| 1.7 本文的研究目标及内容 |
| 1.8 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第二章 实验和模拟 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验装置 |
| 2.2.1 6kW_(th) CFB煤燃烧装置 |
| 2.2.2 DTF煤燃烧装置 |
| 2.2.3 Hg-TPD装置 |
| 2.3 燃煤烟气汞、其他痕量元素和卤素取样方法 |
| 2.3.1 燃煤烟气汞形态取样方法 |
| 2.3.2 燃煤烟气其他痕量元素取样方法 |
| 2.3.3 燃煤烟气卤素(HCl、Cl_2)取样方法 |
| 2.4 主要测试分析仪器 |
| 2.4.1 Hydra AA全自动汞分析仪 |
| 2.4.2 Hydra-C全自动汞分析仪 |
| 2.4.3 VM3000烟气在线测汞仪 |
| 2.4.4 ICP-MS痕量元素测试分析仪 |
| 2.4.5 卤素分析方法 |
| 2.5 其他表征分析仪器 |
| 2.5.1 BET比表面积测试仪 |
| 2.5.2 扫面电子显微镜(SEM)和X射线能谱仪(EDX) |
| 2.5.3 X射线衍射仪(XRD) |
| 2.6 模拟计算 |
| 2.7 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第三章 煤中添加NH_4Br对烟气汞形态转化及脱除研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 煤质分析及煤样制备 |
| 3.2.2 实验装置与方法 |
| 3.2.3 飞灰的表征 |
| 3.2.4 烟气汞测试 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 原煤燃烧过程中汞质量平衡及汞形态分布 |
| 3.3.2 NH_4Br添加对烟气汞的转化及脱除 |
| 3.3.3 飞灰样品表面结构分析 |
| 3.3.4 飞灰样品EDXRF分析 |
| 3.3.5 飞灰汞形态 |
| 3.3.6 NH_4Br添加下汞转化机理分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 燃煤过程中烟气其他痕量元素的形态转化 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验与模拟 |
| 4.2.1 煤质分析 |
| 4.2.2 实验装置与方法 |
| 4.2.3 模拟方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 质量平衡及分布 |
| 4.3.2 燃煤过程中其他痕量元素的排放 |
| 4.3.3 燃煤过程中其他痕量元素的形态转化过程 |
| 4.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第五章 超低排放燃煤电厂汞迁移转化及排放特性 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 燃煤机组 |
| 5.2.2 取样和分析方法 |
| 5.2.3 Hg-TPD、SEM、XRD分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 煤质分析 |
| 5.3.2 汞质量平衡及其分布 |
| 5.3.3 汞在炉膛及APCDs中的转化过程 |
| 5.3.4 APCDs对烟气汞的脱除 |
| 5.3.5 汞排放因子 |
| 5.3.6 环境污染评估 |
| 5.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第六章 燃煤电厂其他痕量元素迁移转化及排放特性 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 燃煤机组及煤质分析 |
| 6.2.2 取样和分析方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 质量平衡及分布 |
| 6.3.2 烟气其他痕量元素分布及APCDs协同脱除 |
| 6.3.3 痕量元素在飞灰和锅炉底灰中的富集特性 |
| 6.3.4 环境排放特性 |
| 6.3.5 燃煤过程中其他痕量元素的迁移转化机理 |
| 6.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第七章 全文总结及展望 |
| 7.1 全文总结 |
| 7.2 论文创新点 |
| 7.3 后续工作展望 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 攻读博士学位期间的学术成果 |
（7）350MW超低排放燃煤电厂汞排放特性试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.1.1 燃煤电厂汞排放及危害 |
| 1.1.2 燃煤电厂超低排放与汞控制 |
| 1.2 燃煤烟气汞浓度检测方法 |
| 1.2.1 高锰酸钾溶液吸收法(HJ543-2009) |
| 1.2.2 碳吸附管干法(EPA Method30B) |
| 1.2.3 安大略法(OHM) |
| 1.2.4 汞在线连续监测法(Hg-CEMS) |
| 1.3 燃煤电厂汞排放控制技术 |
| 1.3.1 燃烧前控制 |
| 1.3.2 燃烧中控制 |
| 1.3.3 燃烧后控制 |
| 1.4 超低排放技术对汞的协同脱除 |
| 1.4.1 燃煤电厂超低排放技术 |
| 1.4.2 超低排放电厂的汞排放 |
| 1.5 本文研究内容 |
| 1.6 本章小结 |
| 第二章 试验装置与方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.1.1 安大略法采样系统 |
| 2.1.2 样品分析仪器 |
| 2.2 样品采集与分析 |
| 2.2.1 样品采集方法 |
| 2.2.2 汞样品分析 |
| 2.2.3 汞平衡计算 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 350MW超低排放燃煤机组的汞排放与分布 |
| 3.1 燃煤机组超低排放系统 |
| 3.1.1 SCR脱硝系统 |
| 3.1.2 除尘系统 |
| 3.1.3 脱硫系统 |
| 3.2 超低排放电厂汞取样测试 |
| 3.3 煤样分析及电厂运行参数 |
| 3.4 汞质量平衡结果及分析 |
| 3.4.1 锅炉系统汞质量平衡及分布 |
| 3.4.2 污染物控制设备汞质量平衡及分布 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 污染物控制设备对汞的协同脱除 |
| 4.1 汞形态的转换和分布特性 |
| 4.1.1 SCR前后汞形态分布 |
| 4.1.2 EFIP前后汞形态分布 |
| 4.1.3 WFGD前后汞形态分布 |
| 4.2 SCR对Hg~0的氧化 |
| 4.3 EFIP对汞的脱除 |
| 4.4 WFGD对汞形态的迁移转化及脱除特性 |
| 4.5 超低排放装置对汞的协同脱除效率 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 超低排放燃煤电厂副产物中汞的排放特性 |
| 5.1 ESP/FF飞灰中汞含量及富集特性 |
| 5.2 WFGD脱硫石膏中汞含量及富集特性 |
| 5.3 WFGD脱硫废水中汞的富集特性 |
| 5.4 超低排放燃煤电厂汞的趋零排放发展趋势 |
| 5.4.1 可再生脱汞吸附剂 |
| 5.4.2 WFGD浆液Hg~0的再释放 |
| 5.4.3 WFGD产物的汞稳定化 |
| 5.4.4 脱硫废水中的汞的脱除 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 全文总结与展望 |
| 6.1 全文总结 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 作者简介,攻读硕士期间的学术成果 |
（8）基于锰系催化剂催化脱除烟气中NOx和VOCs的试验与机理研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 工业废气中NO_x排放的控制 |
| 1.2.1 NO_x排放的危害 |
| 1.2.2 NO_x的排放标准 |
| 1.2.3 NO_x的脱除技术 |
| 1.3 工业废气中VOCs排放的控制 |
| 1.3.1 VOCs排放的危害 |
| 1.3.2 VOCs的排放标准 |
| 1.3.3 VOCs的脱除技术 |
| 1.4 催化氧化NO的研究现状 |
| 1.4.1 催化O_2氧化NO |
| 1.4.2 催化O_3深度氧化NO |
| 1.5 催化降解VOCs研究现状 |
| 1.5.1 催化O_2降解VOCs |
| 1.5.2 催化O_3低温降解VOCs |
| 1.6 本文主要研究内容 |
| 2 试验系统与方法 |
| 2.1 催化氧气氧化NO催化剂评价系统 |
| 2.1.1 催化剂制备 |
| 2.1.2 试验装置图 |
| 2.1.3 催化剂表征方法 |
| 2.2 臭氧耦合催化剂催化降解甲苯反应平台 |
| 2.2.1 催化剂制备 |
| 2.2.2 试验装置图 |
| 2.2.3 催化剂表征方法 |
| 2.3 催化氧气同时氧化NO和降解甲苯试验系统 |
| 2.3.1 催化剂制备 |
| 2.3.2 试验装置图 |
| 2.4 化学试剂与仪器 |
| 2.4.1 气体和化学试剂 |
| 2.4.2 试验使用相关仪器 |
| 2.4.3 其他辅助仪器 |
| 3 镧锰钙钛矿改性和锰系催化剂形貌调控催化O_2氧化NO的试验和机理研究 |
| 3.1 镧锰钙钛矿催化O_2氧化NO |
| 3.1.1 活性金属的添加对催化活性的影响 |
| 3.1.2 催化剂酸化对催化活性的影响 |
| 3.1.3 催化剂表征 |
| 3.1.4 催化剂抗硫性能 |
| 3.1.5 In-situ DRIFTS分析 |
| 3.2 不同形貌MnO_x催化剂催化O_2氧化NO |
| 3.2.1 MnO_x催化剂形貌调控 |
| 3.2.2 催化剂活性评价 |
| 3.2.3 催化剂表征 |
| 3.2.4 催化氧气氧化NO反应机理 |
| 3.2.5 催化剂抗硫性能 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 不同载体锰系催化剂催化O_3降解甲苯的试验和机理研究 |
| 4.1 γ-Al_2O_3、SiO_2和Ti O_2载体负载Mn对催化活性的影响 |
| 4.2 烟气条件对MnO_x/γ-Al_2O_3 催化降解甲苯活性的影响 |
| 4.2.1 反应温度的影响 |
| 4.2.2 甲苯初始浓度的影响 |
| 4.2.3 臭氧喷入浓度的影响 |
| 4.3 MnO_x/γ-Al_2O_3 催化剂抗硫抗水性能 |
| 4.3.1 水蒸气对催化活性的影响 |
| 4.3.2 SO_2 对催化活性的影响 |
| 4.3.3 MnO_x/γ-Al_2O_3 催化剂同时抗硫抗水性能 |
| 4.4 催化剂表征 |
| 4.4.1 晶体结构 |
| 4.4.2 孔结构参数 |
| 4.4.3 表面性质 |
| 4.4.4 程序升温测试 |
| 4.4.5 In-situ DRIFTS分析 |
| 4.5 副产物分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 不同晶型MnO_2协同催化O_2氧化NO和甲苯的试验和机理 |
| 5.1 不同晶型MnO_2单独催化氧化NO和甲苯 |
| 5.1.1 催化氧气氧化NO活性评价 |
| 5.1.2 催化氧气氧化甲苯活性评价 |
| 5.2 NO和甲苯协同催化脱除过程中的相互影响 |
| 5.2.1 甲苯对催化氧化NO的影响 |
| 5.2.2 NO对催化降解甲苯的影响 |
| 5.3 催化氧气协同氧化NO和甲苯反应机理 |
| 5.4 催化剂表征 |
| 5.4.1 物相分析 |
| 5.4.2 氧化还原性能 |
| 5.4.3 吸脱附性能 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 臭氧多种污染物一体化脱除技术在生物质电厂烟气处理中的应用 |
| 6.1 项目概况 |
| 6.1.1 锅炉概况 |
| 6.1.2 生物质燃料情况 |
| 6.1.3 臭氧多种污染物脱除工艺设计 |
| 6.2 现场调试结果 |
| 6.2.1 NO氧化效果 |
| 6.2.2 O_3/NO摩尔比的影响 |
| 6.2.3 混合效果的影响 |
| 6.2.4 液气比的影响 |
| 6.2.5 臭氧残留 |
| 6.2.6 脱硝副产物 |
| 6.2.7 烟囱出口达标排放特性 |
| 6.3 本章小结 |
| 7 全文总结与展望 |
| 7.1 主要研究结论总结 |
| 7.2 本文主要创新点 |
| 7.3 工作展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（9）烟气中多种污染物超低排放的活性分子氧化及一体化脱除机理研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1. 绪论 |
| 1.1. 引言 |
| 1.2. 研究背景——燃煤烟气污染物治理技术现状 |
| 1.2.1. 燃煤二氧化硫控制技术 |
| 1.2.2. 燃煤NO_x控制技术 |
| 1.2.3. 燃煤烟气汞控制技术 |
| 1.2.4. 燃煤VOCs控制技术 |
| 1.2.5. 联合脱硫除尘技术 |
| 1.2.6. 同时脱硫脱硝技术 |
| 1.2.7. 联合脱硫脱硝除尘技术 |
| 1.3. 研究背景——烟气污染物超低排放技术研究现状 |
| 1.3.1. 烟尘超低排放技术 |
| 1.3.2. NO_x超低排放技术 |
| 1.3.3. SO_2超低排放技术 |
| 1.4. 活性分子臭氧氧化结合湿法洗涤协同脱除烟气污染物技术 |
| 1.5. 本文主要研究内容 |
| 2. 试验仪器设备与试验试剂 |
| 2.1. 主要仪器设备 |
| 2.1.1. Gasmet DX4000烟气分析仪 |
| 2.1.2. 高浓度臭氧分析仪 |
| 2.1.3. 低浓度臭氧分析仪 |
| 2.1.4. 臭氧发生器 |
| 2.1.5. 离子色谱 |
| 2.2. 辅助仪器设备 |
| 2.2.1. pH计 |
| 2.2.2. 质量流量计 |
| 2.2.3. 试验试剂 |
| 3. 促进NO_x氧化产物NO_2液相吸收添加剂的研究 |
| 3.1. 引言 |
| 3.2. 试验系统介绍 |
| 3.3. 不同性质添加剂的试验研究 |
| 3.3.1. 氧化性添加剂 |
| 3.3.2. 还原性添加剂 |
| 3.3.3. 小结 |
| 3.4. 还原性添加剂的选择 |
| 3.5. I~-促进NO_2脱除的试验研究 |
| 3.5.1. I~-浓度 |
| 3.5.2. 氧气浓度 |
| 3.5.3. SO_2初始浓度 |
| 3.5.4. NO_x初始浓度 |
| 3.5.5. 循环浆液pH值 |
| 3.5.6. 循环浆液不同组分 |
| 3.5.7. 模拟烟气在塔内洗涤段停留时间 |
| 3.5.8. 循环浆液中NO_3~-浓度 |
| 3.5.9. 循环浆液中NO_2~-浓度 |
| 3.6. 工艺流程设计 |
| 3.7. 本章小结 |
| 4. O_3/NO_x深度反应脱除机理研究 |
| 4.1. 引言 |
| 4.2. 反应机理Chemkin软件模拟研究 |
| 4.2.1. 反应机理 |
| 4.2.2. 敏感性分析 |
| 4.2.3. 动力学模拟结果——摩尔比 |
| 4.2.4. 动力学模拟结果——反应温度 |
| 4.2.5. 动力学模拟结果——NO_x初始浓度 |
| 4.2.6. 动力学模拟结果——SO_2的影响 |
| 4.2.7. 动力学模拟结果——臭氧残留 |
| 4.3. 反应机理试验研究 |
| 4.3.1. 试验系统介绍 |
| 4.3.2. N_2O_5的检测 |
| 4.3.3. O_3/NO_x摩尔比 |
| 4.3.4. 反应温度 |
| 4.3.5. 反应时间 |
| 4.3.6. 反应后的臭氧残留 |
| 4.4. N_2O_5喷淋洗涤脱除 |
| 4.4.1. 试验系统介绍 |
| 4.4.2. 气相反应温度 |
| 4.4.3. 循环浆液pH值 |
| 4.4.4. 喷淋塔液气比 |
| 4.4.5. 塔前臭氧停留反应时间 |
| 4.5. 工艺流程设计 |
| 4.6. 本章小结 |
| 5. 活性分子氧化结合洗涤塔协同脱除烟气中SO_2和NO_x中试试验 |
| 5.1. 引言 |
| 5.2. 路线一和路线二技术与经济性对比 |
| 5.3. 中试试验平台介绍 |
| 5.3.1. 烟气系统 |
| 5.3.2. 活性分子臭氧系统 |
| 5.3.3. 喷淋系统 |
| 5.3.4. 控制系统 |
| 5.3.5. 测试分析系统 |
| 5.4. 烟道内活性分子喷枪设计与烟气混合的流场CFD模拟 |
| 5.4.1. 喷枪外活性分子与烟气混合的流场CFD模拟 |
| 5.4.2. 活性分子臭氧喷射系统设计 |
| 5.4.3. 喷枪外活性分子臭氧与烟气混合效果的试验测量 |
| 5.5. NO_x氧化与脱除效果 |
| 5.5.1. NO_x脱除效率 |
| 5.5.2. 活性分子臭氧混合时间对气相反应的影响 |
| 5.5.3. 气相反应温度的影响 |
| 5.5.4. 二氧化硫的影响 |
| 5.5.5. 喷淋塔液气比试验 |
| 5.6. 本章小结 |
| 6. 活性分子氧化烟气污染物超低排放技术工程示范 |
| 6.1. 示范工程概况 |
| 6.2. 示范工程系统介绍 |
| 6.2.1. 系统工艺流程 |
| 6.2.2. 系统组成 |
| 6.3. 调试试验结果与分析 |
| 6.3.1. O_3/NO_x气相反应温度的试验 |
| 6.3.2. 烟气在喷淋区域停留时间的试验 |
| 6.3.3. 喷淋液气比的试验 |
| 6.3.4. 浆液pH值的试验 |
| 6.3.5. 初始NO_x浓度的试验 |
| 6.3.6. 强制氧化风机的影响 |
| 6.4. 168h连续运行 |
| 6.5. 本章小结 |
| 7. 脱硝领域活性分子臭氧多脱与SCR脱硝的技术经济对比 |
| 7.1. SCR脱硝技术介绍 |
| 7.2. 技术特点对比 |
| 7.3. 投资成本对比 |
| 7.3.1. SCR脱硝主要设备 |
| 7.3.2. 活性分子臭氧脱硝主要设备 |
| 7.3.3. 投资成本比较 |
| 7.4. 运行成本对比 |
| 7.5. 本章小结 |
| 8. 全文总结和工作展望 |
| 8.1. 主要研究结论总结 |
| 8.1.1. 同时脱除NO_2和SO_2添加剂 |
| 8.1.2. O_3/NO_x深度反应并进行脱除 |
| 8.1.3. 臭氧氧化结合湿法洗涤同时脱硫脱硝中型试验 |
| 8.1.4. 臭氧氧化结合湿法洗涤同时脱硫脱硝示范工程 |
| 8.1.5. 臭氧氧化结合湿法洗涤同时脱硫脱硝与其他脱硝技术对比 |
| 8.2. 本文主要创新点 |
| 8.3 未来工作展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（10）NaClO2氧化燃煤烟气中Hg0的实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 汞的来源与危害 |
| 1.3 燃煤过程中汞的迁移转化 |
| 1.4 脱汞技术概述 |
| 1.4.1 燃烧前脱汞 |
| 1.4.2 燃烧中脱汞 |
| 1.4.3 燃烧后尾部烟气脱汞 |
| 1.5 NaClO_2 氧化Hg~0的研究 |
| 1.5.1 NaClO_2 液相氧化单质汞 |
| 1.5.2 NaClO_2 固相氧化单质汞 |
| 1.6 本文研究内容 |
| 1.7 本章小结 |
| 第2章 实验系统与方法 |
| 2.1 实验系统 |
| 2.1.1 汞蒸气发生装置 |
| 2.1.2 配气系统 |
| 2.1.3 反应器 |
| 2.1.4 测试系统 |
| 2.1.5 尾气处理与管道 |
| 2.2 主要实验仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 NaClO_2气相氧化Hg~0实验研究 |
| 3.1 反应温度对Hg~0氧化效率的影响 |
| 3.1.1 汽化室温度对Hg~0氧化效率的影响 |
| 3.1.2 反应室温度对Hg~0氧化效率的影响 |
| 3.2 反应物给料量对Hg~0氧化效率的影响 |
| 3.2.1 进料速度对Hg~0氧化效率的影响 |
| 3.2.2 进料量对Hg~0氧化效率的影响 |
| 3.3 反应停留时间对Hg~0氧化效率的影响 |
| 3.4 单一烟气浓度对Hg~0氧化效率的影响 |
| 3.4.1 O_2 浓度对Hg~0氧化效率的影响 |
| 3.4.2 SO_2 浓度对Hg~0氧化效率的影响 |
| 3.4.3 NO浓度对Hg~0氧化效率的影响 |
| 3.5 混合烟气浓度对Hg~0氧化效率的影响 |
| 3.5.1 汽化室前通Hg~0,混合烟气浓度对Hg~0氧化效率的影响 |
| 3.5.2 汽化室后通Hg~0,混合烟气浓度对Hg~0氧化效率的影响 |
| 3.6 NaClO_2 氧化燃煤烟气中Hg~0的机理研究 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 NaClO_2液相氧化Hg~0实验研究 |
| 4.1 NaClO_2 浓度对Hg~0氧化效率的影响 |
| 4.2 浆液pH值对Hg~0氧化效率的影响 |
| 4.3 浆液温度对Hg~0氧化效率的影响 |
| 4.4 烟气中SO_2浓度对Hg~0氧化效率的影响 |
| 4.5 烟气中NO浓度对Hg~0氧化效率的影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
四、活性炭浆液中SO_2的氧化（论文参考文献）
- [1]低温烟气钢渣联合脱硫脱硝过程强化工艺与机理研究[D]. 孟子衡. 中国科学院大学(中国科学院过程工程研究所), 2020
- [2]基于SCR和WFGD系统协同脱汞实验研究[D]. 贾文波. 华北电力大学(北京), 2019(01)
- [3]燃煤电厂汞排放与控制技术研究进展[J]. 段钰锋,朱纯,佘敏,姚婷,赵士林,汤红健,黄天放,刘猛. 洁净煤技术, 2019(02)
- [4]铁基催化剂催化氧化脱硫脱硝脱汞实验研究[D]. 袁博. 华北电力大学(北京), 2019(01)
- [5]燃煤工业锅炉臭氧氧化结合镁基湿法联合脱硫脱硝工艺研究[D]. 孙承朗. 浙江大学, 2015(03)
- [6]煤中添加剂对烟气汞形态转化和燃煤痕量元素迁移的机理研究[D]. 赵士林. 东南大学, 2019
- [7]350MW超低排放燃煤电厂汞排放特性试验研究[D]. 陈磊. 东南大学, 2019(06)
- [8]基于锰系催化剂催化脱除烟气中NOx和VOCs的试验与机理研究[D]. 邵嘉铭. 浙江大学, 2020(07)
- [9]烟气中多种污染物超低排放的活性分子氧化及一体化脱除机理研究[D]. 马强. 浙江大学, 2016(02)
- [10]NaClO2氧化燃煤烟气中Hg0的实验研究[D]. 武亚雄. 华北电力大学, 2019(02)