SCR 脫硝過程中細顆粒物排放特性

范紅梅，張玉華，束航，張亞平，楊林軍(東南大學 能源熱轉換及其過程測控教育部重點實驗室，江蘇 南京，210096)

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SCR 脫硝過程中細顆粒物排放特性

范紅梅，張玉華，束航，張亞平，楊林軍
(東南大學 能源熱轉換及其過程測控教育部重點實驗室，江蘇 南京，210096)

摘要：為了減少選擇性催化還原(SCR)脫硝過程中細顆粒物的形成，針對商用 V2O5-WO3/TiO2脫硝催化劑，采用電稱低壓沖擊器(ELPI)、 PM10/PM2.5采樣器、 X線衍射(XRD)、 高分辨率掃描電鏡和能譜儀的聯(lián)用技術(HRSEM/EDX)等對SCR脫硝反應器出口煙氣中細顆粒粒徑分布、形貌、元素及物相組成等進行測試分析。研究結果表明：SCR脫硝系統(tǒng)出口細顆粒物主要為亞微米級(dp＜1μm)硫酸銨、硫酸氫銨，同時存在少量硅鋁質顆粒；反應溫度、NH3與NO的摩爾比(n(NH3)/n(NO))、SO2質量濃度、水蒸氣體積分數(shù)增加時，細顆粒形成量與SO2氧化率之間存在顯著的關聯(lián)性，主要因為 SO2氧化成 SO3后，繼而與 NH3和 H2O 生成硫酸銨、硫酸氫銨細顆粒；O2體積分數(shù)增加促使硅鋁質顆粒的形成，但這些硅鋁質顆粒物的生成與 SO2氧化量無關，因此 O2體積分數(shù)增加時，細顆粒形成量與 SO2氧化率之間相關性略差。降低 SO2的氧化率有助于降低亞微米級硫酸銨、硫酸氫銨細顆粒；控制 O2體積分數(shù)有助于減少硅鋁質顆粒。

關鍵詞：SCR；細顆粒物；排放特性；硅鋁質顆粒；硫酸氫銨(硫酸銨)

由于選擇性催化還原(SCR)煙氣脫硝技術的日趨成熟和高的脫硝效率，SCR方法已成為國際上燃煤電站煙氣脫硝的主流技術[1]。但在煙氣脫硝的同時，催化劑可以使煙氣中部分 SO2氧化成 SO3，SO3與 SCR脫硝過程中加入的氨反應生成硫酸銨或硫酸氫銨；在實際運行中發(fā)現(xiàn)，質量分數(shù)為30%的硫酸氫銨會在空預器內沉積，剩下的以氣溶膠形態(tài)隨煙氣離開[2]。此外，硫酸銨在脫硝溫度范圍內主要呈干態(tài)粉末狀[3]，最終也以固態(tài)微粒形態(tài)隨煙氣離開。隨煙氣帶出的硫酸銨或硫酸氫銨會導致出口煙氣中的PM2.5濃度增加。楊林軍[4]對國內某電廠的SCR反應器前后各放置一套電稱低壓沖擊器(ELPI)，對顆粒物進行同步在線測量，同時采集顆粒物，測試發(fā)現(xiàn)，經SCR脫硝裝置后PM2.5濃度反而有所增加，大幅增加的顆粒物基本處于亞微米級。這表明SCR脫硝過程確實形成了大量的細顆粒物。燃煤電站現(xiàn)有靜電除塵設備的除塵效率雖然可高達 99%以上，但對 PM2.5的捕獲率較低，無法有效脫除SCR脫硝過程形成的細顆粒物。目前，國內對SCR催化劑性能的改進和反應操作條件的優(yōu)化方面研究較多。但是，對脫硝過程中細顆粒物的形成以及排放特性卻報道較少。為了從源頭控制脫硝過程細顆粒物形成，很有必要對SCR脫硝過程中細顆粒物的排放特性進行探索，為此，本文作者展開相應的實驗研究。

1　實驗

1.1實驗裝置

圖1所示為SCR脫硝實驗系統(tǒng)示意圖。SCR脫硝模擬實驗裝置主要由模擬煙氣配制系統(tǒng)、催化反應系統(tǒng)、分析測試系統(tǒng)等組成；可進行不同煙氣工況及操作條件下的實驗，煙氣量為1m3/h。模擬煙氣主要由NO，NH3，SO2，O2和N2通過鋼瓶氣配制而成；模擬煙氣經過減壓、流量控制，再進入混合器、預熱器，最后進入反應器。為減少副反應的發(fā)生，NH3在SCR反應器入口前加入，在反應器入口處設煙氣導流板以確保NH3和煙氣的均勻混合。模擬煙氣中的水蒸氣是將去離子水注入加熱管路汽化來實現(xiàn)，通過調節(jié)微量注射泵的注射量來改變水蒸氣添加量。

SCR脫硝反應在內徑為50 mm、自制不銹鋼多路固定床連續(xù)流動反應器中進行。反應器放置在可加熱保溫的箱體中，并由溫度控制儀控制床層上、中和下部的溫度。反應區(qū)溫度由插入催化劑床層的熱電偶測量。將質量為 50 g 的催化劑裝入 SCR 反應器的內設托架上，為了防止催化劑的流失，對粉末狀的催化劑用耐溫石棉進行固定。在 N2氣氛下加熱至測試溫度后，通入模擬煙氣和還原劑 NH3；空速控制在20 000 h?1。

圖1　SCR脫硝實驗系統(tǒng)示意圖Fig.1　Schematic diagram of SCR-DeNOx experimental system

1.2催化劑

實驗所用催化劑為某電廠預留的蜂窩狀催化劑單元，孔數(shù)為18×18個。在催化劑前端3～5Cm處截取1段，研磨至0.25～0.38 mm后，放置到模擬實驗臺的反應器中。催化劑的元素組成測試結果如表1所示。

1.3測試方法

煙氣中 SO2，NOx和 O2體積分數(shù)采用德國 RBR公司生產的ECOM J2KN型煙氣分析儀測量；煙氣的溫濕度采用芬蘭 Vaisala 公司生產的 HMT337 型溫濕度變送器測定。顆粒物樣品由芬蘭Dekati公司生產的PM10/PM2.5采樣器采集。細顆粒物顆粒數(shù)濃度與粒徑分布采用芬蘭 Dekati 公司生產的電稱低壓沖擊器(ELPI)實時在線測量。細顆粒物的形貌和元素組分采用Carl Zeiss Ultra Plus高分辨場發(fā)射掃描電子顯微鏡分析，該電鏡配有Oxford X?MAX型能譜儀；細顆粒物相組成采用SmartLab? X射線衍射儀測定。

表1　催化劑XRF測試結果(質量分數(shù))Table1　XRF results ofCatalyst　%

2　結果與討論

2.1SCR脫硝系統(tǒng)出口細顆粒物的排放特性分析

SCR脫硝模擬實驗的實驗工況為：脫硝反應溫度為350 ℃；氨氮比(n(NH3)與n(NO)物質的量比)為1.0；NO質量濃度500 mg/m3，SO2質量濃度2285 mg/m3，水蒸氣體積分數(shù)為 8%，O2體積分數(shù)為 5%，N2為平衡氣。圖 2所示為脫硝反應系統(tǒng)進出口細顆粒物質量濃度在線測試結果。由于本文實驗中SCR脫硝系統(tǒng)入口模擬氣體采用鋼瓶氣配制而成，未添加顆粒物；因此，入口處幾乎沒有檢測到細顆粒物，但脫硝系統(tǒng)出口細顆粒物的數(shù)量濃度達1×106個/cm3左右。這說明SCR脫硝反應過程或后續(xù)系統(tǒng)可形成大量顆粒物。

圖2　SCR脫硝系統(tǒng)進出口細顆粒數(shù)濃度變化Fig.2Concentration of particleCount at inlet and outlet of SCR

圖3所示為SCR脫硝裝置出口細顆粒物數(shù)濃度分布測試結果，圖3中Dp為粒徑；dN/dlgDp為平均粒數(shù)濃度的微分。從圖3可以看出：顆粒數(shù)粒徑分布呈現(xiàn)單峰分布，峰值出現(xiàn)在 0.026～0.08 μm 范圍。通常，顆粒物呈三模態(tài)分布，即粒徑小于 0.08 μm 的愛根(Aitken)核模態(tài)、 粒徑在0.08～2.00 μm之間的積聚模態(tài)(accumulation mode)和粒徑大于 2.00 μm 的粗粒子模態(tài)(coarse particle mode)[5]。從圖3還可以看出：脫硝系統(tǒng)出口細顆粒物主要是愛根核模態(tài)顆粒物。愛根核模態(tài)顆粒物主要由污染氣體經過復雜的化學反應轉化而成或由高溫下排放的過飽和氣態(tài)物質冷凝而成[6]。由此推斷上述愛根核模態(tài)顆粒物很有可能是在 SCR脫硝過程或后續(xù)系統(tǒng)通過化學反應轉化得到。

圖3　SCR出口細顆粒物數(shù)濃度分布Fig.3　Size distribution of aerosols form SCR outlet

圖4所示為脫硝裝置出口細顆粒物的形貌及其相應的元素及物相組成。從圖 4(a)和圖 4(c)可知：大部分顆粒為硫酸銨和硫酸氫銨，這些硫酸鹽的生成途徑可能有2種：1)脫硝催化劑中的 V2O5促使 SO2催化氧化成SO3[7]，繼而進一步與NH3和H2O反應生成硫酸銨、硫酸氫銨細顆粒；硫酸銨熔點為 513 ℃[8]，通常，在280 ℃以上開始分解，加熱至355 ℃時，硫酸銨分解為氨和硫酸氫銨，加熱到513 ℃以上完全分解成氨氣、氮氣、二氧化硫及水；硫酸氫銨則更易分解，其熔點為146.9 ℃，沸點為490 ℃[8]；SCR脫硝反應溫度大多在300～400℃，可以推測，在SCR脫硝過程中生成硫酸銨和硫酸氫銨的同時也進行著逆向的分解過程；2)SCR脫硝系統(tǒng)出口測得的部分硫酸銨、硫酸氫銨細顆粒也有可能來自于SO3與逃逸的NH3和H2O 在SCR脫硝裝置后續(xù)系統(tǒng)發(fā)生反應形成的。

此外，從圖 4(a)和圖 4(b)可知：對比燃煤電廠排放主要顆粒的典型能譜圖[9]，可以判斷少量粒徑為2 μm左右光滑的橢球形顆粒屬于硅鋁質顆粒，其主要成分為 SiO2和 Al2O3[10]。這些硅鋁質顆粒可能是脫硝催化劑中Al和Si等元素組分在SCR脫硝還原氣氛下，通過氣化、氧化、凝結等途徑形成。氧化硅的氣化行為十分復雜，有學者指出在高溫條件下可能以 SiO2蒸氣、SiO 或 SiS 的形式氣化[10]。據(jù)文獻[6]報道：當煤粉顆粒溫度高于1600 K時，煤粒表面的碳氧化速率很快，導致煤粒內部的氧分壓力很低，在煤粒內部形成局部還原氣氛。此時，煤中礦物質熱解產生的難熔性氧化物，如SiO2和Al2O3等，會通過化學反應生成易揮發(fā)的次氧化物(SiO，Al2O)。隨著 Al2O 和 SiO 等氣化產物的擴散，氧氣體積分數(shù)逐漸增加，它們會重新被氧化，當超過飽和蒸氣壓時，均相成核就會發(fā)生，導致氣溶膠的生成[11]。SiO2的氣化量受很多因素的影響，其中主要影響因素有[12]：顆粒粒徑大小、溫度和壓力、氧化性氣氛還是還原性氣氛等。雖脫硝反應溫度遠低于上述溫度范圍，但仍測到了硅鋁質顆粒，分析原因可能有以下幾點：1)由表1可以看出，催化劑除了 TiO2，WO3和 V2O5等主要成分外，還有 Al2O3和 SiO2等添加劑，而發(fā)生氣化的物質正是 Al2O3和SiO2；2)元素的氣化行為既取決于溫度，也受局部氣氛的影響，即還原性氣氛有利于難熔氧化物的氣化反應[13]，因為催化劑顆粒表面每一個活性位上都吸附了NH3[14]，即顆粒周圍存在較強的局部還原氣氛促使SiO2的氣化；3)NAGELBERG等[15]通過熱力學和動力學計算研究發(fā)現(xiàn)S對氧化硅氣化具有重大影響，脫硝過程中模擬煙氣中SO2質量濃度為2 285 mg/m3，因此也可能對 SiO2的氣化起著重要的促進作用。QUANN 等[16]的研究結果發(fā)現(xiàn)，Al類似于Si，但是與Si相比，Al的揮發(fā)性比Si的更低。

圖4　SCR脫硝系統(tǒng)出口顆粒形貌及其相應的元素及物相組成Fig.4EmissionCharacteristics of particle at out of SCR

2.2SCR脫硝系統(tǒng)出口細顆粒數(shù)濃度與 SO2氧化率之間的關系

利用 SCR 脫硝模擬實驗系統(tǒng)，結合 SCR 脫硝的基本工藝過程，同時實驗考察反應溫度、氨氮比及煙氣組分(SO2，O2和水蒸氣含量)等對顆粒數(shù)排放濃度及SO2氧化率的影響，分析了細顆粒形成量與 SO2氧化率之間的關系；工況條件為：反應氣體中 NO 質量濃度為500 mg/m3，SO2質量濃度為2 285 mg/m3，O2體積分數(shù)為5%，H2O體積分數(shù)為10%，氨氮比為1.0，反應溫度為350℃；實驗結果如圖5～9所示。

從圖5～9可以看出：隨著反應溫度、煙氣組分等影響因素增加，SO2氧化成 SO3量的變化趨勢與細顆粒數(shù)濃度的變化趨勢基本一致，可以推測 SO2氧化為SO3后，很可能由以下的化學反應式生成與之相關的硫酸鹽，具體反應式如下[17]。

為了進一步證實這一結果，利用 SO3代替 SO2加入到反應器中，在反應器出口處進行了顆粒數(shù)濃度的測試實驗，實驗結果如圖10所示。同時，對SO3質量濃度與單位體積顆粒數(shù)之間按最小二乘法進行相關性研究，線性回歸結果如圖11所示。根據(jù)線性擬合結果得到相關系數(shù)r=0.97137，經F檢驗，在0.01置信水平上 SO3質量濃度與單位體積顆粒物數(shù)目之間呈顯著相關關系。這進一步驗證這些細顆粒物的形成與 SO3質量濃度有關，即脫硝過程中 SO2氧化成 SO3后，在H2O和NH3存在的條件下，極易轉變?yōu)榕c之相對應的硫酸銨鹽顆粒。

圖5　溫度對細顆粒數(shù)濃度和SO2氧化率的影響Fig.5　Effect of temperature on the numberConcentration of fine particles and SO2 oxidation rate

圖6　SO2質量濃度對細顆粒數(shù)濃度和SO2氧化率的影響Fig.6　Effect of SO2 massConcentration on the numberConcentration of fine particles and SO2 oxidation rate

圖7　氨氮比對細顆粒數(shù)濃度和SO2氧化率的影響Fig.7　Effect of molar ratio of NH3 to NO on the numberConcentration of fine particles and SO2 oxidation rate

圖8　O2體積分數(shù)對細顆粒數(shù)濃度和SO2氧化率的影響Fig.8　Effect of O2 volume fraction on the numberConcentration of fine particles and SO2 oxidation rate

圖9　水蒸氣體積分數(shù)對細顆粒數(shù)濃度和SO2氧化率的影響Fig.9　Effect of H2O volume fraction on the numberConcentration of fine particles and SO2 oxidation rate

圖10　SO3質量濃度對細顆粒數(shù)濃度的影響Fig.10　Effect of SO3 massConcentration on the numberConcentration of fine particles

圖11　SO3質量濃度與細顆粒數(shù)濃度分布的相關性Fig.11　Relationship between of SO3 massConcentration and numberConcentration of fine particles

為了進一步量化不同影響因素下單位體積 SO2氧化量(質量濃度)與單位體積顆粒數(shù)之間的相關性(見圖5～9)，計算結果如表2 所示。由表2 可以看出：在實驗工況下影響因素為溫度(低于350℃)時，SO2氧化量與顆粒物平均濃度之間相關系數(shù)為0.909 60，經F檢驗，細顆粒物的生成量與 SO2氧化量之間呈顯著相關關系。從圖5(b)可知：隨著溫度的升高SO2的氧化率隨之增加，同時在350 ℃時出現(xiàn)了拐點。SVACHULA[18]指出拐點的出現(xiàn)是由于在不同溫度范圍內，因不同的催化反應途徑，導致 SO2轉化速率的不同而引起的。當實驗溫度低于350℃時，溫度與SO2反應速率之間遵循阿累尼烏斯(Arrhenius)方程，即 SO2氧化率與反應溫度之間表現(xiàn)出一個精確的相關性[19]。SO2氧化成SO3后，在H2O和NH3存在的條件下，生成相應的硫酸銨鹽細顆粒物。因此，低于350℃時，單位體積SO2氧化量(質量濃度)與細顆粒物的生成量(顆粒數(shù)濃度)隨溫度變化趨勢一致(見圖5)。

表2不同影響因素下SO2氧化量與顆粒數(shù)濃度之間相關性Table1　Correlation between quality of SO2-SO3-conversion and the numberConcentration of fine particles with different factors

當影響因素為 SO2質量濃度時，SO2氧化量與顆粒數(shù)濃度之間相關系數(shù)為0.90100，經F檢驗表明SO2氧化量與細顆粒數(shù)濃度隨 SO2質量濃度變化趨勢是一致的。SVACHULA等[18]指出由于活性位數(shù)量的限制，在低濃度范圍內(SO2質量濃度低于1g/m3)時，SO2質量濃度的提高促進了 SO2轉化率的提高，但當 SO2質量濃度很高時，催化劑模塊中越來越多的活性位被占據(jù)，由于 SO2的反應速率遠遠小于擴散速率，越來越多的活性位被占據(jù)導致一些 SO2未參與反應直接穿過催化劑，因此隨著 SO2質量濃度的增加，SO2氧化率降低；對比圖 6(b)，這一結論與本文實驗結果一致。SO2轉化率由式(4)計算得到[7]，式中：α為 SO2轉SO2化率；ρout(SO3)為 SCR 反應器出口 SO3質量濃度；ρin(SO3)為入口初始SO3質量濃度；ρin(SO2)為SCR反應器入口 SO2質量濃度；因子 0.8 是 SO2與 SO3的摩爾質量比。對圖6(b)中的測點值采用式(4)計算后發(fā)現(xiàn)：隨著 SO2質量濃度的增加，生成的 SO3質量濃度也隨之增加(雖然是非線性趨勢)，對 比圖6(a)可以看出隨著 SO2質量濃度的增加，細顆粒物的濃度也隨之增加，兩者變化趨勢是一致的。

當影響因素為氨氮比時，氨氮比與顆粒數(shù)濃度之間相關系數(shù)為 0.86188。從圖 7可知：即使氨氮比小于1.0，基本不存在氨逃逸情況下，SCR 脫硝裝置出口也檢測到一定量的亞微米級細顆粒，這些細顆粒的形成可能伴隨SCR脫硝過程同時進行的。DUNN等[19]指出當氨氮比＜0.8 時，此時低濃度的 NH3對 SO2有較強的抑制性，阻止SO2在V2O5活性位上吸附/氧化。對比圖 7(b)可以看出：這一結論與實驗結果一致。此時只有少量 SO2吸附在未飽和的活性位上參與氧化反應，因此，相應地生成硫酸銨鹽氣溶膠顆粒也較少(見圖7(a))。當0.8≤氨氮比≤1.1時，一部分沒有占據(jù)酸性活性位的NH3則發(fā)生逃逸，與生成的SO3進一步反應生成硫酸銨鹽，從而降低了 SO3氣體的分壓力，促使了正反應的發(fā)生(見式(1)～(3))，從而提高了 SO2的氧化率，與此同時硫酸銨鹽氣溶膠顆粒也顯著增加(見圖7(a))。當氨氮比＞1.1時，在V2O5的活性位上NH3和SO2出現(xiàn)明顯的競爭吸附，此時活性位完全被NH3占據(jù)[20]，吸附的NH3阻止SO2向催化劑壁面擴散，導致 SO2無法轉化成 SO3，因此 SO2氧化率驟然降低，同時硫酸銨鹽氣溶膠顆粒也隨之下降(見圖7(a))。以上分析可以看出：當影響因素為氨氮比時，單位體積SO3生成量(質量濃度)與顆粒物數(shù)濃度之間表現(xiàn)出較好的相關性。

當O2體積分數(shù)發(fā)生改變時，細顆粒物平均濃度與SO2氧化量之間相關性略弱(r=0.646 45)，這說明了SCR反應中除了生成的SO3進一步轉化成相對應的硫酸銨鹽顆粒物外，隨著O2體積分數(shù)的增加可能還生成了其他細顆粒物。SCHWAEMMLE 等[7]指出當 O2體積分數(shù)充足時(SO2體積分數(shù)約為 0.2%，O2體積分數(shù)為5%)，O2的體積分數(shù)不是SO2氧化率的制約因素，即認為此時O2體積分數(shù)與SO2氧化率沒有相關性；對比圖 8(b)發(fā)現(xiàn)：這一結論與本文實驗結果一致。從圖8(a)可知：O2體積分數(shù)的增加，細顆粒的數(shù)量隨之增加，可能因為催化劑中Al2O3和SiO2等添加劑，在高溫和 NH3還原氣氛下生成了 Al2O 和 SiO 等易揮發(fā)的次氧化物，隨著反應過程中氧氣體積分數(shù)逐漸增加，促使這些易揮發(fā)的次氧化物被氧化，形成了硅鋁質顆粒，因此細顆粒也隨之增加，但這些硅鋁質顆粒物的生成與SO2氧化量無關。

當水蒸氣含量(體積分數(shù))發(fā)生改變時，細顆粒物平均濃度與 SO2氧化量之間相關系數(shù)為 0.929 48。德國 Engineers-VDI 協(xié)會指出反應過程中硫酸銨鹽氣溶膠的形成除了 SO3外，必須有水蒸氣的存在，但由于SO3有很高的吸濕性，并且 SO3質量濃度很低，所以只需要少量的水蒸氣[7]。從圖 9(a)可知：當水蒸氣體積分數(shù)為 0時也檢測到了一些顆粒物，此時沒有水蒸氣的存在，所以這些顆粒物不可能是硫酸銨鹽，很可能是硅鋁質顆粒。SVACHULA 等[18]指出當水蒸氣體積分數(shù)增加到 5%～15%時，水蒸氣體積分數(shù)對 SO2的氧化率基本沒有影響；對比圖 9(b)可以看出，該結論與本文實驗結果一致。對比圖 9(a)和 9(b)可知：水蒸氣體積分數(shù)增加到 5%～10%時 SO3的生成量幾乎不再增加，但顆粒物的平均濃度卻隨之增加，根據(jù)式(2)～(3)推測，可能是隨著水蒸氣分壓力的增加，在一定程度上促使了正反應的發(fā)生。

3　結論

1)SCR 脫硝系統(tǒng)出口檢測到的細顆粒物主要為亞微米級硫酸銨和硫酸氫銨，同時存在少量硅鋁質顆粒。

2)當反應溫度、氨氮比、SO2質量濃度、水蒸氣體積分數(shù)發(fā)生變化時，SO2氧化率隨之發(fā)生變化，SO2氧化成SO3后，繼而與NH3和H2O生成了硫酸銨、硫酸氫銨細顆粒，從而使得這些細顆粒數(shù)濃度與單位體積SO2氧化量之間呈強線性相關。

3)隨著 O2體積分數(shù)增加，SCR 反應中除了生成的 SO3進一步轉化成相對應的硫酸鹽顆粒物外，高體積分數(shù)的O2會促進硅鋁質顆粒的形成，這些硅鋁質顆粒物的形成與SO2氧化量無關，因此當O2體積分數(shù)增加時，細顆數(shù)濃度與單位體積 SO2氧化量之間相關性減弱。

4)SCR脫硝過程中降低SO2的氧化率有助于降低亞微米級硫酸銨、硫酸氫銨細顆粒；控制O2體積分數(shù)有助于減少硅鋁質顆粒的生成。

參考文獻：

[1]張強.燃煤電站SCR煙氣脫硝技術及工程應用[M].北京: 化學工業(yè)出版社,2007:12?13.ZHANG Qiang.Coal fired power plants SCR nitrogen oxidesControl and removal[M].Beijing:Chemical Industry Press,2007:12?13.

[2]馬雙忱,郭蒙,宋卉卉,等.選擇性催化還原工藝中硫酸氫銨形成機理及影響因素[J].熱力發(fā)電,2014,43(2): 75?78.MA Shuangchen,GUO Meng,SONG Huihui,et al.Formation mechanism and influencing factors of ammonium bisulfate during the selectiveCatalytic reduction process[J].Thermal power Generation,2014,43(2): 75?78.

[3]梁登科.脫硝過程伴生硫酸氫氨對于煙氣灰顆粒性質影響的實驗研究[D].濟南: 山東大學能源與動力工程學院,2014: 6?7.LIANG Dengke.Experimental research on the effects to flue ash particlesCharacteristics of NH4HSO4generating during the denitrification process[D].Jinan: Shandong University.School of Energy and Power Engineering,2014: 6?7.

[4]楊林軍.燃燒源細顆粒物污染控制技術[M].北京: 化學工業(yè)出版社,2011: 3?6.YANG Linjun.Combustion source of fine particulate matter pollutionControl technology[M].Beijing:Chemical Industry Press,2011: 3?6.

[5]WOLF M F,HIDY G M.Aerosols andClimate: anthropogenic emissions and trends for 50 year[J].Journal of Geophysical Research,1997,102(D10):11113?11121.

[6]于敦喜.燃煤細微顆粒物的模態(tài)識別及其形成機理[D].武漢:華中科技大學能源與動力工程學院,2007:11?13.YU Dunxi.Particle mode identification and formation mechanisms duringCoalCombustion[D].Wuhan: Huazhong University of Science and Technology.School of Energy and Power Engineering,2007:11?13.

[7]SCHWAEMMLE T,HEIDEL B,BRECHT K,et al.Study of the effect of newly developed mercury oxidationCatalysts on the DeNOx-activity and SO2-SO3-conversion[J].Fuel,2012,101:179?186.

[8]劉光啟,馬連湘,項曙光.化學化工物性數(shù)據(jù)手冊[M].2版.北京: 化學工業(yè)出版社,2013: 777?802.LIU Guangqi,MA Lianxiang,XIANG Shuguang.Handbook ofChemical property data[M].2nd ed.Beijing:Chemical IndustryPress,2013: 777?802.

[9]郝吉明,段雷,易紅宏,等.燃燒源可吸入顆粒物的物理化學特征[M].北京: 科學出版社,2008: 89?93.HAO Jiming,DUAN Lei,YI Honghong,et al.Physical andChemicalCharacteristics ofCombustion source of particulate matter[M].Beijing: Science Press,2008: 89?93.

[10]徐明厚,于敦喜,劉小偉.燃煤可吸入顆粒物的形成與排放[M].北京: 科學出版社,2009: 24?26.XU Minghou,YU Dunxi,LIU Xiaowei.Coal formation and emission of particulate matter[M].Beijing: Science Press,2009: 24?26.

[11]SCHICK H L.A thermodynamic analysis of the high temperature vaporization properties of silica[J].Chemical Reviews,1960,60(4): 331?362.

[12]ZEVENHOVEN R,KILPINEN P.Control of pollutants in flue gases and fuel gases[EB/OL].[2005?01?17].http://web.abo.fi/～rzevenho/gasbook.html.

[13]QUANN R J,NEVILLE M,JANGHORBANI M,et al.Mineral matter and trace-element vaporization in a laboratory pulverizedCoalCombustion system[J].Environmental Science Technology,1982,16(11): 776?781.

[14]OZKAN U S,CAI Y P,KUMTHEKAR M W.Investigation of the reaction pathways in selectiveCatalytic reduction of NO with NH3over V2O5catalysts: Isotopic labeling studies using18O2,15NH3,15NO and15N18 O[J].Journal ofCatalysis,1994,149(2): 390?403.

[15]NAGELBERG A S,MAR R W,CARLING R W.Calculation of the roal ofCoalConstituent elements on the enhanced vaporization of silica[J].High Temperature Science,1985,19(1): 3?16.

[16]QUANN R J,SAROFIM A F.Vaporization of refractory oxides during pulverizedCoalCombustion[J].Symposium(International)onCombustion,1982,19(1):1429?1440.

[17]BAEK B H,ANEJA V P.Measurement and analysis of the relationship between ammonia,acid gases,and fine particles in eastern northCarolina[J].Journal of the Air & Waste Management Association,2004,54(5): 623?633.

[18]SVACHULA J,ALEMANY L J,FERLAZZO N,et al.Oxidation of SO2to SO3over honeycomb DeNOxingCatalysts[J].Industrial & EngineeringChemistry Research,1993,32(5): 826?834.

[19]DUNN J P,STENGER H G,WACHS I E.Oxidation of sulfur dioxide over supported vanadiaCatalysts: molecular structure-reactivity relationships and reaction kinetics[J].Catalysis Today,1999,51: 301?318.

[20]ORSENIGOC,BERETTA A,FORZATTI P,et al.Theoretical and experimental study of the interaction between NOxreduction and SO2oxidation over DeNOx-SCRCatalysts[J],Catalysis.Today,1996,27(1/2):15?21.

(編輯 羅金花)

Characteristics of fine particulates emission from SCR reactor

FAN Hongmei,ZHANG Yuhua,SHU Hang,ZHANG Yaping,YANG Linjun
(Key Laboratory of Energy ThermalConversion andControl of Ministry of Education,Southeast University,Nanjing 210096,China)

Abstract:In order to reduce the fine particulates emission from SCR reactor,a study wasCarried out toCharacterize the particle size,distribution,morphology,elementCompositions andChemicalCompositions of aerosols in the exhaust of a SCR-DeNOxsystem withCommercial WO3-V2O5/TiO2catalysts using electrical low pressure impactor(ELPI),PM10/PM2.5samplers,X-ray diffraction,and high resolution scanning electron microscopy/energy dispersive analysis system of X-ray(HRSEM/EDX).The results show that the majority of fine particles(dp＜1μm)are ammonium sulfate/bisulfate.The small amounts of alumino-silicate particles are detected at the same time.With the increase of temperature,molar ratio of NH3to NO,and the volume fraction of H2O and massConcentration of SO2,particleCount all significantlyContribute to theConversion between SO2and SO3.The main reason might be the oxidation of SO2to SO3with NH3which generated ammonium sulfate/bisulfate.Alumino-silicate particles yield is promoted by the increase of oxygen volume fraction,although they exerte no impact on SO2-SO3-conversion.So theConcentration of particleCount poorlyCorrelates with SO2-SO3-conversion.The reduction of SO2oxidation rateCan help decrease the production of ammonium sulfate/bisulfate while less O2can help decrease the production of alumino-silicate particles.

Key words:SCR? fine particulates? emissionCharacteristics? alumino-silicate particles? NH4HSO4and(NH4)2SO4

中圖分類號：X701

文獻標志碼：A

文章編號：1672?7207(2016)01?0321?09

DOI:10.11817/j.issn.1672-7207.2016.01.044

收稿日期：2015?01?20；修回日期：2015?03?20

基金項目(Foundation item)：國家重點基礎研究發(fā)展規(guī)劃(973 計劃)項目(2013CB228505)；國家自然科學基金資助項目(51576039)(Project(2013CB228505)supported by the National Basic Research Development Program(973 Program)ofChina? Project(51576039)supported by the National Natural Science Foundation ofChina)

通信作者：楊林軍，博士，教授，博士生導師，從事大氣污染控制研究；E-mail: ylj@seu.edu.cn