一、燃煤脱硫技术及其应用前景（论文文献综述）
崔荣基[1]（2021）在《粉煤灰基催化剂协同脱硫脱硝性能及机理研究》文中认为燃煤发电不仅会释放出NOx和SO2等大气污染物,同时也会排放出大量的粉煤灰等固体废弃物,燃煤烟气的脱硫脱硝治理以及粉煤灰的资源化合理化利用关乎着人类生命健康与生态环境安全。目前,燃煤电厂多采用一对一的脱硫脱硝技术,其存在占地面积大、投资和运行成本高、氨逃逸、空预器堵塞、蓝色烟羽和催化剂失活等一系列问题。同时,我国粉煤灰利用也存在着综合利用率及高附加值利用率较低等问题。基于这些工程技术现状,本文提出了粉煤灰基催化剂协同脱硫脱硝新工艺,即粉煤灰基催化剂催化H2O2快速氧化NO,并结合碱吸收装置实现烟气协同脱硫脱硝。该工艺不仅可以实现粉煤灰的高附加值利用,同时符合以废治污、循环经济的新发展理念。以粉煤灰为原材料制备多种催化剂,测试其催化H2O2氧化NO的性能以及耦合碱吸收后的脱硫脱硝效率,并结合各种表征手段推测其反应机理。最后在设有烟气预氧化装置的烟气循环流化床实验平台上开展协同脱硫脱硝中试实验,初步探究其工业化应用的可行性。通过球磨和碱改性改善粉煤灰微观结构。湿法球磨对粉煤灰的破碎效果好于干法球磨,粉煤灰粒度随着球磨时间、粉煤灰与水的重量比以及球磨珠与粉煤灰的重量比的增大而不断降低。碱改性破坏了粉煤灰玻璃体中的硅铝网状结构,释放出活性氧化硅与氧化铝,同时使粉煤灰变得疏松多孔,比表面积和孔容增大。通过磁选、碱酸复合处理制备粉煤灰基铁基催化剂。湿法磁选对煤粉锅炉粉煤灰的除铁效果要好于流化床锅炉粉煤灰,且磁选所得磁珠的全铁含量随着磁选次数、磁场强度、水灰重量比的增大而增大,随着粉煤灰粒度的减小先增大后降低。磁珠经过碱酸复合处理后,铝铁组分分别以氧化铝和赤铁矿的形式富集在磁珠表面,其中表面氧化铝数量的增加不仅提高了赤铁矿在表面的分散性,还增加了表面L酸酸量,促进H2O2在表面的吸附。而Fe OAl的形成导致催化剂带有大量的氧空缺位,这有利于催化反应过程中Fe3+向Fe2+的转变,提高羟基自由基的生成速率,因此表现出较高的催化H2O2氧化NO性能,结合碱液吸收可以实现90%左右的脱硝效率和100%脱硫效率。通过碱熔-水热晶化法合成粉煤灰基HY分子筛。粉煤灰基HY分子筛可以实现76%的脱硝效率和100%的脱硫效率。脱硝效率与分子筛的B酸含量呈正相关,结合原位红外测试以及电子顺磁共振表征结果推测,NO经过氧化以及非均相裂解而产生的NO+先取代HY分子筛中B酸的质子,然后被H2O2氧化成硝酸而离开分子筛表面,留下带有单电子轨道的B酸则作为催化活性中心催化H2O2氧化NO为硝酸。但硝酸会使分子筛的骨架铝脱除,进而导致结晶度降低,表面结构变差,B酸含量降低,因此催化稳定性变差。通过浓硫酸酸浸制备粉煤灰基固体酸催化剂。浓硫酸高温酸浸不仅使粉煤灰中大量铝组分溶出,还会与脱铝残渣的硅羟基反应生成固体酸催化剂（Si O2-O-SO3H）。相比于原灰,所制得的固体酸催化剂比表面明显增大,吸水性增强,且表面L酸含量增多。该固体酸催化剂可以催化H2O2氧化NO,催化氧化反应对H2O2浓度表现为零级反应,而对NO浓度表现为一级反应,指前因子与活化能分别为1.1×104 s-1和19870 J/mol。推测NO氧化机理为固体酸催化剂通过与H2O2之间的氢键进一步增强了氧原子的电负性,该电负性较强的氧原子可以快速将NO氧化为NO2。在结合碱吸收情况下,可以实现92%的脱硝效率和100%的脱硫效率,脱硝产物为硝酸盐和亚硝酸盐,脱硫产物为硫酸盐。粉煤灰基HY分子筛、铁基催化剂和固体酸催化剂的脱硝效率随着烟气中NO与SO2浓度的增大而降低。在氧气含量相对较高时,增大氧含量有利于粉煤灰基HY分子筛和铁基催化剂脱硝效率的提高,而粉煤灰基固体酸催化剂脱硝效率不受氧含量变化的影响。粉煤灰基固体酸和HY分子筛的脱硝效率随着H2O2浓度的增大逐渐增大,而粉煤灰制铁基催化剂的脱硝效率随着H2O2浓度的增大先增大后保持不变。三种催化剂的脱硝效率随着H2O2流量以及反应温度的增大先增大后降低。粉煤灰基固体酸和HY分子筛的脱硝效率随着催化剂用量的增大先增大后保持不变,而粉煤灰制铁基催化剂的脱硝效率随着催化剂用量的增大先增大后降低。粉煤灰基固体酸催化剂在长时间脱硫脱硝中性能最为稳定,其催化H2O2氧化NO的工艺具备投资成本与运行成本低的经济性优势。基于粉煤灰基固体酸催化剂,开展NO预氧化的烟气循环流化床协同脱硫脱硝中试实验研究。实验条件为:双氧水浓度为15%,烟气湿度为6%,SO2浓度为1000 mg/m3,NO浓度为500 mg/m3,Ca/（S+N）=1.6,催化氧化空速为81400 h-1,获得100%的脱硫效率和81.6%的脱硝效率。协同脱硫脱硝实验中,烟气中NO和SO2浓度、双氧水浓度、入口烟气温度和停留时间影响烟气预氧化与床内碱吸收两个过程的化学反应,脱硝效率随着停留时间和双氧水浓度的增大而增大,随着烟气NO和SO2浓度的增大而减小,随着烟气温度的增大先增大后降低;而脱硫效率主要受烟气入口温度影响较大,随着烟气入口温度的增大先增大后降低。Ca/（S+N）和烟气湿度主要影响床内碱吸收过程,脱硫脱硝效率随着Ca/（S+N）的增大先增大后保持不变,随着烟气湿度的增大先增大后降低。
唐立淑[2]（2021）在《负载型醇胺类离子液脱硫性能研究》文中认为我国是燃煤大国,煤炭的燃烧带来大量污染物,如SO2等污染性气体的排放给生态环境和人类健康带来了严重威胁。同时,SO2作为一种重要的化工原料,其回收具有重要意义。离子液作为一种绿色的溶剂,在气体吸附方面有着显着优势,其中,醇胺类离子液作为碱性离子液,成本低、容易获得、脱硫效率高且容易解吸,在脱硫方面优势明显,但较高的粘度限制了其工业应用。本文在文献综述的基础上,以三乙醇胺和乙酸为原料,合成了三乙醇胺乙酸离子液体（简称TAIL）,并将其负载到硅胶上得到负载化颗粒（简称TAIL/SiO2）,以解决其高粘度的问题。通过固定床反应器研究了 TAIL/SiO2在不同因素下对SO2的吸附/解吸性能,并对其中涉及的反应动力学进行分析,主要研究内容及结论如下:（1）通过微波法合成的TAIL为黄色粘稠液体,呈弱碱性,分解温度为120℃,其粘度随着温度的升高而减小,合成过程中三乙醇胺的N原子能够与乙酸中的H离子结合生成N-H键;通过浸渍负载法将TAIL负载到硅胶表面可得到TAIL/SiO2负载颗粒,平均负载效率为84.65%。（2）TAIL/SiO2对SO2的吸附能力主要体现在TAIL离子液上。在实验条件,载体粒径越小、反应温度越低、反应气氛中水蒸气含量越低,TAIL/SiO2对二氧化硫的吸附性能越好,硫容越大。在负载比小于0.74:1时,随着负载比的增大,穿透时间增长,硫容增大,但当负载比大于0.74:1后,穿透时间与硫容逐渐减小。通过TAIL/SiO2吸附SO2的反应动力学研究表明,Bangham吸附速率模型能很好的预测SO2在TAIL/SiO2上的动态吸附过程。（3）在循环吸附/解吸过程中,由于TAIL的损耗,TAIL/SiO2对SO2的吸附性能逐渐减弱,但随着循环次数的增加吸附性能下降速度减慢。TAIL的损耗包括质量损耗与解吸不完全损耗,其中,初始过程质量损耗对SO2吸附性能的影响更为明显,随着解吸次数的增加,解吸不完全损耗对SO2吸附性能的影响逐渐增强。随着解吸次数的增加,SO2的析出曲线分布趋势相同,但最大值不同,TAIL/SiO2的吸附硫容越大,解吸时SO2的浓度最大值越大。在循环6次之后,负载颗粒表面开始出现条状结晶物,且随着解吸次数的增加,结晶物逐渐增加,团聚在一起使得载体表面更加粗糙不平。研究结论为醇胺类离子液脱除SO2提供了基础数据和理论支持,对促进负载型离子液脱除SO2的应用有重要意义和实用价值。
刘伟[3]（2020）在《锌冶炼烟气汞及SO3干式捕集技术研究》文中研究表明我国是世界上最大的锌生产和消费国,2017年我国锌产量近622万吨,占全球锌总产量的44.8%。由于锌矿中汞含量相对较高,导致锌冶炼过程汞污染受到高度关注。锌冶炼过程产生的烟气中含有高浓度二氧化硫（SO2）及不同形态的汞,同时伴有较高浓度三氧化硫（SO3）。烟气汞若处置不当,容易进入其他介质而产生二次污染;而烟气中SO3是污酸产生的根本原因,且汞的存在加剧其治理难度。随着有色金属冶炼行业污染物排放标准的日趋严格,锌冶炼烟气汞和SO3的控制已成为行业亟待解决的难题。本文以锌冶炼烟气作为治理对象,针对锌冶炼烟气汞污染严重,同时SO3浓度较高导致污酸产量大的特征,提出了烟气汞及SO3干式捕集的控制策略。以难处置的零价汞（Hg0）为控制重点,创新性地提出了利用锌冶炼原料闪锌矿改性作为汞吸附剂回收Hg0的方法,筛选并优化了吸附材料;在研究利用常规镁基或钙基碱性物质为吸附剂的基础上,重点研究利用Zn O用作吸附剂,对SO3进行资源化回收的新方法;最后在制酸前建立了烟气汞及SO3干式捕集中试装置,推进工程化应用。本研究主要结果如下:（1）锌冶炼污染物排放特征研究表明,锌矿经过沸腾炉焙烧后,总焙砂（焙砂+除尘灰）的产率约为89.1%,10.9%的物质进入到烟气中。其中,硫进入固相的比例为14.2%,其余硫主要以SO2和SO3的形式进入烟气中,SO3浓度约0.3-0.4%。97.8%的汞进入烟气中,烟气中汞浓度达到10000μg/m3以上,以Hg0为主。污控设备中,湿法洗涤和电除雾组合工艺对汞和SO3的脱除贡献率最高,分别有66.5%的汞和98.3%的SO3在此工艺中形成含汞污酸。此外,28.5%的汞进入硫酸工序中,0.8%的汞直接排放至大气中。（2）天然闪锌矿（ZnS）的Hg0吸附容量低于0.8 mg/g,为了进一步提高Hg0吸附性能,分别通过Se和Co阴阳离子掺杂的方法制备了一系列的改性闪锌矿。实验结果表明,Se和Co的掺杂均明显提高ZnS的Hg0吸附性能。ZnSe0.7S0.3在125℃下反应2 h时依然具有近100%的效率。Zn-S-Se表面存在表面活性硒(Se2+和Se0)和活性硫两类活性位,最终Hg0以Hg Se和Hg S的形式存在。此外,SO2和Hg0可以促进表面Se2+转化为Se0,强化Hg0的吸附。Co0.2Zn0.8S的Hg0吸附容量在50%穿透时高达46.01 mg/g。Co掺杂使闪锌矿表面产生活性组分Sn2-和Co3+,能够氧化Hg0生成Hg S。闪锌矿表面的Hg S在250℃热处理时分解产生高浓度Hg0,从而实现汞的富集回收。（3）将冶炼原料CuS引入吸附Hg0的研究,CuS的Hg0吸附容量高达50.17 mg/g（50℃,50%穿透条件下）。CuS表面含有大量Cu2+和S22-活性位均可将Hg0氧化,并以Hg S形式稳定吸附于材料表面。基于此活性位点机制,进一步提出了利用Cu（NO3）2浸泡方式对闪锌矿进行界面活化方法。Cu2+在接触ZnS晶格时将S2-氧化为对Hg0有良好氧化能力的S22-,从而提高闪锌矿的Hg0吸附性能:活化天然闪锌矿的Hg0吸附容量从1.1增长到2.0 mg/g,活化ZnS的Hg0吸附容量可达3.6mg/g（约为改性前的12倍）。此外,Cu2+活化ZnS吸附Hg0具有良好的抗SO2和H2O性能。脱附后的吸附剂经过Cu2+活化再生处理实现吸附剂的循环利用。（4）采用干式捕集技术对SO3进行脱除,将Zn O、常规钙基和镁基碱性物质作为吸收剂,探究其对SO2和SO3的脱除规律和选择性。实验结果表明,Zn O基本不吸收SO2,SO3脱除效率比Ca CO3高,在200-350℃下选择性最高,并且随着温度的降低,SO3选择性越高。对于优选的Zn O吸收剂,研究了温度、SO3浓度和水蒸气对SO3吸收性能的影响规律。结果表明,在150-350℃范围内,温度升高,Zn O的SO3脱除效率增大。当烟气中加入水蒸气,SO3脱除效率明显提高,水蒸气可促进SO3转变为H2SO4,使反应机制发生改变。尤其在150℃下,SO3脱除效率增加最明显,且高于350℃下的SO3脱除效率。因此,提出烟气降温强化SO3脱除的方法。（5）基于固定床实验和理论研究结果,建立了干式捕集汞及SO3的中试装置,在实际烟气条件下开展汞和SO3的脱除研究。中试试验结果表明,烟气降温对SO3脱除有明显促进作用。将CuS与Zn O混合制备成复合吸收剂,在最佳操作工艺参数下（烟气量3500 m3/h,烟气温度180℃,吸收剂/SO3摩尔比0.74,停留时间0.5 s）,SO3脱除效率达到32.6%,总汞脱除效率达到43.2%。中试试验取得了预期效果,为汞及SO3干式捕集技术的优化和推广应用奠定了基础。
杨小晓[4]（2019）在《CFB锅炉脱硫脱硝耦合的实验研究》文中研究指明由于循环流化床锅炉（Circulating Fluidized Bed Boiler,简称CFB锅炉）燃烧的煤种适应性强、负荷易于调节,可进行炉内喷钙脱硫及喷氨脱硝,所排放的S02和NOx浓度显着低于粉煤锅炉,有广泛的应用前景。CFB锅炉虽然污染物浓度低,但还无法达到国家要求的超低排放标准,仍需要配套烟气脱硫和脱硝设备。而CFB锅炉在通过炉内配套非催化还原烟气脱硝工艺（Selective Non-Catalytic Reduction,简称SNCR）后,还不能满足超低排放要求,不能稳定实现氮氧化物排放小于50毫克每立方的指标,仍需要能进一步降低氮氧化物排放的的补充措施。CFB锅炉配套烟气循环流化床半干法脱硫除尘工艺已可以实现S02和粉尘的超低排放。研究发现该脱硫系统自带一定的脱硝效果。本文提出了在CFB锅炉配套的烟气循环流化床半干法脱硫除尘系统后增加氧化法脱硝模块,通过对氧化剂的分析和筛选,选择氧化剂方案,并根据不同氧化剂的特点分别设计液相氧化剂和气相氧化剂协同脱硫脱硝系统,并进行脱硫脱硝耦合的实验研究。本文依托75吨CFB锅炉,分别进行液相氧化剂和气相氧化剂协同脱硫脱硝的耦合实验,考察系统的脱硫脱硝效率、稳定性和经济性,同时实验脱硝剂浓度与耗量、反应温度、锅炉负荷多个等因素对脱硝效果的影响。液相氧化剂协同脱硫脱硝,氧化剂的主要成分为亚氯酸钠,在实验期间平均脱硫效率和平均脱硝效率分别达到97.9%和66.7%,脱硝效率明显,在不同负荷下都能取得较好的脱硝效果,同时对脱硫效率有明显的促进作用。气相氧化剂协同脱硫脱硝,以臭氧作为氧化剂,进行了两个阶段的实验。第一阶段考察系统的脱硫脱硝效率及相应的影响因素,脱硝效率可以保持在50%以上,平均脱硝效率75%,最高效率可达85%,脱硫促进作用明显。第二阶段实验考察不同喷射位置对脱硝效率的影响,发现烟道处喷射的脱硝效果明显好于吸收塔底和吸收塔内部。综上所述,液相氧化剂和气相氧化剂协同脱硫脱硝都能取得很好的脱硝效果,可以作为CFB锅炉配套SNCR后的脱硝补充手段。
王金涛[5]（2019）在《尿素/H2O2溶液及非均相类Fenton湿法氧化脱硝实验研究》文中指出我国能源结构以煤炭为主,燃煤污染物排放对人类经济生活危害巨大,目前广泛采用的联合脱硫脱硝技术存在投资高、占地大、系统复杂等问题,开发湿法同时脱硫脱硝是解决这一矛盾的方向之一,其关键在于选择合适的氧化剂实现湿法脱硝。为此,本文在自制小型鼓泡塔实验台上,分别探索了尿素/H2O2及非均相类Fenton湿法氧化脱硝的特性。尿素/H2O2溶液湿法脱硝实验研究表明,双氧水的氧化作用能极大的促进烟气NO的脱除;H2O2浓度、溶液温度以及溶液酸碱度对NO的吸收影响较大;在H2O2浓度达2 mol/L,或高温和强碱环境（pH达12.3时）下,NO脱除效率可达90%以上,但不适于工业应用;H2O2本身、分解产生的自由基和O2氧化NO共同组成了H2O2溶液氧化吸收NO的过程;由热力学分析发现,H2O2氧化可实现高效脱除烟气中NO,但温度升高对尿素/H2O2溶液吸收NO不利;由动力学计算得到NO和H2O2的反应分级数分别为1和0.28;指前因子A0为0.123 L0.28/(mol0.28·s),表观活化能Ea为5.098 kJ/mol。为了提高H2O2的氧化能力,通过浸渍法制备负载型催化剂,构建了非均相类Fenton体系;以NO脱除效率为评价标准,确定了制备非均相类Fenton催化剂的最佳载体、前驱物浓度、焙烧温度和焙烧时长;BET、XRD测试分析表明:Fe2O3/沸石催化剂的比表面积和孔容积较沸石载体变小而平均孔径变大;负载前后载体结构不变,活性组分主要以低结晶度、颗粒较小的Fe2O3高度分散在载体表面。非均相类Fenton湿法脱硝实验研究表明:非均相类Fenton氧化可有效脱除烟气NO;H2O2浓度、溶液初始pH、催化剂用量和反应温度对NO脱除效率均有较大影响,最佳H2O2浓度和催化剂用量的临界值互相关联;最佳反应温为50℃;碱性环境不利于非均相类Fenton氧化脱除NO;NO脱除效率随催化剂循环使用次数的增加缓慢降低,循环使用五次之后依然有48%,催化剂稳定性良好,可重复利用。非均相类Fenton湿法脱除烟气NO主要是由于H2O2催化分解生成的·OH自由基的氧化作用所致。
陈磊[6]（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。
魏佳奇[7]（2019）在《超声雾化过氧化物强化脱硫脱硝的研究》文中认为化石燃料在燃烧过程中释放的氮氧化物（NO、NO2）和二氧化硫（SO2）是主要的大气污染物,这些有害物质是形成酸雨和雾霾的元凶,严重威胁人类健康和生态环境。本文采用超声雾化&热活化过氧化物的方法对烟气中的SO2和NO进行氧化吸收,研究内容和研究成果如下:使用超声雾化/紫外光/热量协同活化过硫酸钠（Na2S2O8）溶液的方法,联合Ca（OH）2溶液吸收,脱除烟气中的SO2和NO。实验研究了影响SO2和NO脱除的主要因素,并且对反应体系中的活性物质以及实验过程中的氧化产物以及反应机理进行了分析。反应温度,初始Na2S2O8浓度,UV功率,停留时间等参数都会对NO和SO2的脱除效率产生影响。在最佳条件下,NO和SO2的脱除效率分别为97.5%、86.3%。同时,通过查阅文献确定了该实验体系下Na2S2O8溶液在脱硫脱硝过程中的主要活性物质为SO4-·和·OH。使用超声雾化/热量协同活化过氧化氢（H2O2）溶液氧化吸收烟气中的SO2和NO。实验比较了不同形式的雾化结构对脱硫脱硝效果的影响,孔径为0.01～0.02 mm的雾化喷嘴产生的液滴d50值在75～460μm的范围内,粒径尺寸小于10μm液滴占总数的0%,使用超声波雾化器产生的液滴d50值为7.2μm,粒径尺寸小于10μm液滴占总数的72%。采用CFD数值模拟技术对液滴粒径与液滴汽化速率之间随时间的关系进行计算,液滴蒸发速率的数值模拟表明:尺寸为7.2μm的液滴可以在130℃的烟气环境下完成瞬时（0.11 s）汽化。因而,超声雾化提高了H2O2的汽化速率,极大地促进H2O2分解产生活性氧自由基,从而促进了氮氧化物的脱除,提高了H2O2利用率。实验还研究了反应温度,初始H2O2浓度,p H值和烟气流量等因素对NO和SO2的脱除效果的影响。在最佳条件下（模拟烟气中NO 500 mg/m3、SO2 1500 mg/m3,H2O2 p H值=5.0,反应温度=130℃,H2O2浓度=6%,停留时间为1.8 s）,NO,SO2的脱除效率分别为89.3%和100%。该方法有效降低了烟气脱硫脱硝过程的功耗,为烟气脱硫脱硝提供了一种新思路。
袁志国[8]（2014）在《旋转填料床—磷酸钠湿式再生烟气脱硫基础研究》文中认为论文分析了我国SO2污染、硫资源需求及世界各国烟气脱硫技术研究进展和应用情况。其中,湿式再生烟气脱硫技术具有净化效率高、可降低PM2.5来源、吸收剂循环使用和回收S02资源等特点,更适合解决我国硫资源短缺和需求不断增长的矛盾。但是,因为该类技术还存在工艺流程长、投资大、再生能耗和成本高,亚硫酸盐易氧化成热稳定性硫酸盐和吸收剂稳定性差而导致消耗大、脱硫率和S02回收率低、设备结垢和堵塞等系列问题,目前的应用比例还不到5%。因而,选择或开发合适的可再生脱硫剂,改进工艺和装备将是提升再生烟气脱硫技术的根本出路,也将是我国今后烟气脱硫发展的一个主要方向。为此,本文选用了热稳定性和化学稳定性好、廉价易得、可再生的磷酸钠盐缓冲溶液作为烟气脱硫剂,以强化传质、传热效果显着的旋转填料床为吸收和解吸设备,进行了旋转填料床-磷酸钠盐缓冲溶液烟气脱硫的理论和实验研究,为其工业化应用提供理论依据和科学数据。在脱硫理论方面,论文通过分析磷酸钠盐缓冲溶液烟气脱硫机理,结合多元缓冲溶液理论、化学平衡和相平衡原理,建立了磷酸钠盐及其脱硫溶液中离子的分布系数、缓冲容量、理论硫容量和相平衡等方程；借助MATLAB软件的数值计算,从理论上计算并分析了脱硫溶液的酸浓度、pH值和气相SO2分压等对分布系数、缓冲容量和理论硫容量的影响；通过实验测定磷酸钠盐溶液的缓冲容量随pH值的变化规律,实验结果与理论计算接近,不过溶液实际的缓冲pH值范围变宽,更符合烟气脱硫的要求；确定了溶液实现S02吸收与解吸良性循环的pH值范围为4.5-7,溶液中主要起缓冲作用的是NaH2PO4和Na2HPO4,为磷酸钠盐溶液烟气脱硫实验和优化提供了理论指导。在传质性能研究方面,论文通过对磷酸钠盐溶液脱硫机理以及脱硫过程传质分析,得出吸收SO2的速率主要受传质速率控制,需要通过创新脱硫设备和工艺来提高强化传质和脱硫效率。为此,分别以高效传质设备——旋转填料床和高效填料塔作为吸收设备,磷酸钠盐缓冲溶液为吸收剂,进行了模拟烟气脱硫过程的传质和脱硫性能实验,研究了工艺参数（β、U、u、CP和初始pH值、y1等）、气液接触方式、吸收装置、填料类型和结构等对气相总体积传质系数Kya的影响。结果表明：在相同条件下,旋转填料床的Kya比高效填料塔提高了1个数量级,其强化传质效果显着；分层填料旋转床的Ky比充满填料的提高了50%以上；0环填料旋转床的Kya比波纹丝填料的提高15%左右；逆流吸收工艺的Kya略高于并流吸收工艺,但在较高喷淋密度（>7 m3/m2-h）下,前者的Kya略低于后者。应用MATLAB软件中的非线性回归程序,对旋转床充满填料和分层填料分别在并流和逆流吸收工艺下的实验数据进行了拟合,得到本试验范围内旋转床脱硫的Kya与β、u和U等操作参数的关联式：Kya=mβaubUc,模型的平均误差为（2.82-7.85）%,能够较好的反应操作参数对旋转填料床中磷酸钠脱硫过程的传质系数的影响规律。在脱硫工艺研究方面,重点考察了旋转填料床中并流吸收和逆流吸收两种工艺下的脱硫率η受工艺参数（β、L/G、u、CP、初始pH值、C1和t等）、填料类型和结构等因素的影响规律。结果表明：吸收液的初始pH值、L/G和β对η的影响均较为显着；两种吸收工艺下的η均随初始pH值、L/G、β和Cp的增大而增大,且增加速率逐渐减小；随吸收液温度的升高而降低；在较高U（>7 m3/m2·h）下,随C1和u的升高先是略微增加后降低,且变化幅度较小,而在较低U（<4 m3/m2·h）下,随C1和u的升高而降低,且并流的η呈快速下降趋势。在相同工艺条件下,并流的η低于逆流,但随着L/G、β、初始pH值的增加,两者的差距逐渐缩小；θ环填料旋转床的η高于波纹丝填料旋转床。吸收工艺的适宜条件：初始pH值5.5-6，t<50℃,并流：L/G=（2～3）L/m3,β=80～100,Cp=1.5 mol/L左右,逆流：L/G=（1.5～2） L/m3,β=80左右,Cp=（1～1.5）mol/L,在u=（0.3～1.2）m/s,C1低于14g/m3下,两种工艺的η高于98%,C2可低于200mg/m3或100 mg/m3,甚至50 mg/m3,达到国家新的排放标准。在再生工艺研究方面,以旋转填料床和填料塔两种设备进行了脱硫富液再生实验,重点考察了两种设备的再生工艺参数对解吸率的影响,并在相近条件下进了行对比实验研究。结果表明：两种设备均能够对磷酸钠脱硫富液进行有效解吸,其解吸率可达到88%以上,旋转填料床的解吸率要高于后者4%以上,且富液预热温度可降低5℃；两者的解吸率随富液的预热温度、S02浓度、汽液比的增加而增加,随富液pH值、富液流量和磷酸浓度的增加而下降。塔再生工艺的适宜参数：富液pH<5、L=30 L/h左右、汽液比1000m3/m3左右、Gp≤2 mol/L、t≥95℃,其解吸率可达88%以上。旋转床再生工艺的适宜参数：β=60～80,富液pH<5、L=20 L/h左右、汽液比800 m3/m3左右、Cp≤3 mol/L、t=90℃左右,解吸率可达91%以上。旋转填料床中10次重复吸收与解吸实验表明：脱硫率衰减仅为0.05%,而解吸率略有上升,亚硫酸钠盐的氧化速率只有0.003 mol/（L·h）,仅为填料塔中磷酸钠法和亚硫酸钠循环法的7.9%和1.7%。在并流吸收和解吸的适宜条件下,旋转填料床-磷酸钠湿式再生脱硫工艺连续运行5h的实验结果表明,脱硫率和解吸率分别稳定在98.2%和81.1%左右,出口SO2浓度稳定在100 mg/m3左右,优于烟气排放标准。
项玮[9]（2012）在《脱硫粉煤灰元素释放动力学特征与风险评价》文中指出粉煤灰是燃煤电厂的副产物，为了控制SO2的排放，大部分电厂均实行了脱硫技术；但硫等元素被固化在粉煤灰中并排放在贮灰场后，在堆放甚至利用过程中，仍再次释放到环境中，造成环境风险。本文依托Europe-Asia Link项目，以徐州地区主要的燃煤电厂的脱硫粉煤灰为研究对象，充分利用扫描电子显微镜/能量色散仪、X射线衍射仪、电感耦合等离子质谱仪等现代分析测试技术，全面地研究了脱硫灰渣的理化性质、释放规律和环境风险；为了减少粉煤灰中硫等元素再次释放的风险，进行稳定化试验研究，建立了稳定化动力学模型。研究工作与成果如下：（1）各电厂脱硫粉煤灰粒径分布总体上相似，以煤粉炉燃煤的电厂形成的粉煤灰颗粒粒径较均匀，以循环流化床锅炉燃煤的电厂形成的粉煤灰颗粒粒径差异较大；微观形态上，煤粉炉高温燃烧产生的粉煤灰，主要以规则的圆球形、表面附着晶体的球形颗粒、多孔的球形颗粒和不呈规则圆球形的颗粒四种形态存在，而煤粉在循环流化床锅炉内属中温燃烧，产生的粉煤灰多为不规则颗粒。由于脱硫工艺的影响，循环流化床粉煤灰中可以见到脱硫产物，主要为石膏晶体。所有的脱硫粉煤灰样品中均含有一定量的不同燃烧程度的残碳，残碳呈网状、层状、球状等多种外形。（2）各电厂灰渣中主要的结晶矿物有石英、莫来石，另外还含有一些伊利石、长石、方解石、石膏、赤铁矿等矿物。硅、铝和铁的氧化物是构成燃煤灰渣的主要化学成分，含量超过80%。灰渣中含有多种微量元素，它们在不同电厂产生的灰渣中的含量具有明显的差异性，多数元素在粉煤灰中的含量高于底渣中的含量，元素在粉煤灰中具有富集的趋势。（3）燃煤电厂脱硫粉煤灰的颗粒物排放因子比较接近，研究结果表明使用煤粉炉的燃煤电厂产生的粉煤灰的颗粒物排放因子较使用循环流化床锅炉的电厂要高；同时研究的脱硫粉煤灰中10种元素的排放因子，以Mn元素的排放因子最大，Cd元素的排放因子最小；建立了在已知煤中元素含量、灰分和相应的颗粒物排放因子的情况下相应元素排放因子的函数关系：，指数b的取值范围分别是：煤粉炉为0.26-1.51，循环流化床锅炉为0.23-1.52。（4）利用Meij提出的相对富集因子（）揭示了反应不同元素在脱硫粉煤灰上的富集特征，并根据其数值大小确定元素挥发性的难易程度：相对富集因子数值大的元素挥发性较差，相对富集因子数值小的元素属于易挥发性元素。采用质量平衡法获得了燃烧产物中各元素在粉煤灰、底渣和烟气中的分配比例，大部分元素燃烧后主要以脱硫粉煤灰和底渣的形式存在，但是部分元素（如V和Cu）在烟气中所占的比例较大。（5）为了揭示脱硫粉煤灰中元素的释放特征，进行了静态浸出实验和动态淋滤实验。在两种释放实验中，都以Mo元素的释放浓度为最高，Hg和Mn元素最低。各元素的释放特征有一定的差异，动态淋滤实验更接近粉煤灰自然状态下接触降水或其他液体的情况，其释放规律更具有参考价值。释放实验后脱硫粉煤灰的微观形态和矿物组成都发生了一定的改变，颗粒粒径在一定程度上有所变小，球形颗粒表面多发现粘连晶体或者出现小孔，部分样品中方解石含量有所增加。（6）对动态淋滤实验相关元素的累积含量进行非线性回归拟合，得到元素的释放动力学方程：，其中d是与脱硫粉煤灰样品表面积、体积、其中某一元素含量和淋出液体积有关的一个常数。经过验证，该方程可以很好的模拟粉煤灰中元素向水体释放的动力学过程。（7）脱硫粉煤灰浸出毒性评价确定了采样电厂粉煤灰并不是具有浸出毒性的危险废物，但是对通过食入、皮肤接触和吸入三种暴露途径进入人体的粉煤灰进行健康风险评价表明，华美和徐塘两家电厂都存在潜在的风险危害，所以在粉煤灰的再利用之前需要做相应的处理，以降低粉煤灰对环境和人体健康的危害作用。（8）为了减少粉煤灰中元素再次释放的风险，进行了稳定化实验，建立了元素在稳定化实验过程中的动力学方程：′，其中[X]是溶液中元素浓度，′是反应速率常数，SP是脱硫粉煤灰比表面积，m是脱硫粉煤灰质量，t是反应时间，f表示反应的最终状态。
邵中兴,李洪建[10]（2011）在《我国燃煤SO2污染现状及控制对策》文中研究指明介绍了近10年来我国燃煤SO2污染排放现状,并从燃前、燃中、燃后3个阶段分别介绍了SO2污染控制技术及取得的成果。针对我国目前SO2排放量虽下降但排放总量仍然难以达标的现状,提出了目前脱硫行业存在的问题及相应的对策建议。
二、燃煤脱硫技术及其应用前景（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、燃煤脱硫技术及其应用前景（论文提纲范文）
（1）粉煤灰基催化剂协同脱硫脱硝性能及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 燃煤烟气脱硫脱硝技术 |
| 1.1.1 燃煤烟气脱硝技术 |
| 1.1.2 燃煤烟气脱硫技术 |
| 1.2 燃煤烟气协同脱硫脱硝技术研究进展 |
| 1.2.1 固相吸附/再生协同脱硫脱硝技术 |
| 1.2.2 气固催化协同脱硫脱硝技术 |
| 1.2.3 吸收剂喷射协同脱硫脱硝技术 |
| 1.2.4 催化氧化协同脱硫脱硝技术 |
| 1.2.5 氧化剂氧化协同脱硫脱硝技术 |
| 1.2.6 高能电子活化氧化协同脱硫脱硝技术 |
| 1.3 粉煤灰的综合利用现状 |
| 1.3.1 粉煤灰的产生与危害 |
| 1.3.2 粉煤灰的综合利用现状 |
| 1.3.3 粉煤灰的高附加值利用研究进展 |
| 1.4 论文的主要研究内容 |
| 第二章 脱硫脱硝实验平台及实验方法 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 固定床协同脱硫脱硝实验平台 |
| 2.2.1 平台简介 |
| 2.2.2 实验试剂及仪器 |
| 2.3 烟气循环流化床协同脱硫脱硝实验平台 |
| 2.3.1 平台简介 |
| 2.3.2 实验仪器及试剂 |
| 2.4 脱除效率计算方法 |
| 2.5 催化剂及反应产物表征手段 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 粉煤灰活化与磁选 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验步骤 |
| 3.3 粉煤灰活化 |
| 3.3.1 粉煤灰机械球磨 |
| 3.3.2 粉煤灰改性研究 |
| 3.4 粉煤灰磁选 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 粉煤灰基铁基催化剂催化 H_2O_2氧化 NO协同脱硫脱硝性能 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 催化剂制备 |
| 4.3 粉煤灰制铁基催化剂脱硫脱硝实验 |
| 4.3.1 催化剂表征分析 |
| 4.3.2 催化剂脱硫脱硝性能 |
| 4.3.3 热处理温度对催化剂脱硫脱硝性能的影响 |
| 4.3.4 铁负载量对催化剂脱硫脱硝性能的影响 |
| 4.4 磁珠制铁基催化剂脱硫脱硝性能 |
| 4.4.1 催化剂的表征分析 |
| 4.4.2 脱硫脱硝性能 |
| 4.4.3 脱硫脱硝产物及反应路径分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 粉煤灰基HY分子筛催化 H_2O_2氧化 NO协同脱硫脱硝性能 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 分子筛制备与处理 |
| 5.3 粉煤灰基 HY 分子筛的合成研究 |
| 5.3.1 碱熔处理对粉煤灰的影响 |
| 5.3.2 碱度对Y分子筛合成的影响 |
| 5.3.3 导向剂添加量对Y分子筛合成的影响 |
| 5.3.4 硅铝比对Y分子筛合成的影响 |
| 5.3.5 晶化时间对Y分子筛合成的影响 |
| 5.4 粉煤灰基HY分子筛脱硫脱硝实验及机理分析 |
| 5.4.1 粉煤灰基HY分子筛脱硫脱硝实验 |
| 5.4.2 HY分子筛脱硫脱硝机理分析 |
| 5.5 硝酸处理对HY分子筛脱硫脱硝性能的影响 |
| 5.5.1 分子筛表征分析 |
| 5.5.2 脱硫脱硝性能分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 粉煤灰基固体酸催化剂催化 H_2O_2氧化 NO协同脱硫脱硝性能 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 催化剂制备 |
| 6.3 催化剂表征分析 |
| 6.3.1 催化剂结构表征 |
| 6.3.2 催化剂的XPS表征 |
| 6.3.3 催化剂表面酸性表征 |
| 6.3.4 催化剂TG表征 |
| 6.3.5 催化剂SEM表征 |
| 6.3.6 催化剂BET表征 |
| 6.4 固体酸催化剂的脱硫脱硝性能 |
| 6.5 酸处理时间与温度对脱硝性能的影响 |
| 6.6 固体酸催化 H_2O_2氧化 NO的脱硝反应动力学 |
| 6.6.1 内外扩散影响 |
| 6.6.2 反应级数 |
| 6.6.3 反应速率常数与活化能 |
| 6.7 脱硫脱硝产物分析及机理推测 |
| 6.8 本章小结 |
| 第七章 粉煤灰基催化剂技术经济性比较分析 |
| 7.1 前言 |
| 7.2 催化性能分析 |
| 7.2.1 烟气组分对脱硫脱硝效率的影响 |
| 7.2.2 H_2O_2浓度对脱硫脱硝效率的影响 |
| 7.2.3 H_2O_2流量对脱硫脱硝效率的影响 |
| 7.2.4 催化温度对脱硫脱硝效率的影响 |
| 7.2.5 催化剂剂量对脱硫脱硝效率的影响 |
| 7.3 催化稳定性分析 |
| 7.4 经济性分析 |
| 7.5 本章小结 |
| 第八章 烟气循环流化床协同脱硫脱硝中试试验研究 |
| 8.1 前言 |
| 8.2 烟气循环流化床试验操作参数 |
| 8.2.1 催化剂用量 |
| 8.2.2 颗粒带出气速 |
| 8.2.3 操作气速与停留时间 |
| 8.2.4 双氧水浓度与流量 |
| 8.2.5 模拟烟气各组分浓度 |
| 8.2.6 烟气湿度 |
| 8.2.7 流化床入口温度 |
| 8.2.8 Ca/(S+N) |
| 8.3 结果与讨论 |
| 8.3.1 停留时间对协同脱硫脱硝效率的影响 |
| 8.3.2 双氧水浓度对协同脱硫脱硝效率的影响 |
| 8.3.3 Ca/(S+N)对协同脱硫脱硝效率的影响 |
| 8.3.4 烟气湿度对协同脱硫脱硝效率的影响 |
| 8.3.5 入口烟气温度对协同脱硫脱硝效率的影响 |
| 8.3.6 烟气SO_2和NO浓度对协同脱硫脱硝效率的影响 |
| 8.3.7 脱硫脱硝产物分析及反应路径 |
| 8.4 本章小结 |
| 第九章 结论与展望 |
| 9.1 主要结论 |
| 9.2 创新点 |
| 9.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间的学术成果 |
| 致谢 |
（2）负载型醇胺类离子液脱硫性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 资源化脱硫技术简介 |
| 1.1.1 活性炭脱硫技术 |
| 1.1.2 有机胺烟气脱硫技术 |
| 1.1.3 离子液体脱硫技术 |
| 1.2 离子液体脱硫工艺的研究进展 |
| 1.2.1 离子液体概述 |
| 1.2.2 离子液脱硫工艺的研究进展及问题 |
| 1.3 负载型离子液体吸收SO_2研究 |
| 1.3.1 离子液体的负载 |
| 1.3.2 负载型离子液体在脱硫方面的研究 |
| 1.4 本文研究内容 |
| 第二章 离子液体的合成及负载 |
| 2.1 离子液体的合成及性质分析 |
| 2.1.1 实验材料及仪器 |
| 2.1.2 TAIL的合成 |
| 2.1.3 测试分析方法 |
| 2.1.4 结果与讨论 |
| 2.1.4.1 TAIL的粘度分析 |
| 2.1.4.2 TAIL的官能团分析 |
| 2.2 离子液体的负载及性质分析 |
| 2.2.1 仪器及原料 |
| 2.2.2 TAIL/SiO_2的制备 |
| 2.2.3 分析方法 |
| 2.2.4 结果与讨论 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 负载颗粒对SO_2的吸附特性研究 |
| 3.1 实验参数 |
| 3.2 实验系统 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 硅胶粒径对吸附特性的影响 |
| 3.4.2 温度对吸附特性的影响 |
| 3.4.3 负载比对吸附特性的影响 |
| 3.4.4 水分对吸附特性的影响 |
| 3.4.5 TAIL/SiO_2与活性炭(焦)吸附性能对比分析 |
| 3.4.6 TAIL/SiO_2吸附SO_2后官能团分析 |
| 3.4.7 SO_2在TAIL/SiO_2上的吸附动力学研究 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 负载颗粒对SO_2的循环吸附/解吸特性研究 |
| 4.1 实验系统及实验方法 |
| 4.2 结果及讨论 |
| 4.2.1 解吸温度对解吸特性的影响 |
| 4.2.2 循环次数对吸附效果的影响 |
| 4.2.3 循环次数对解吸效果的影响 |
| 4.2.4 循环过程中TAIL物性变化对吸附量的影响 |
| 4.2.5 循环次数对TAIL/SiO_2表观形貌的影响 |
| 4.2.6 循环次数对TAIL/SiO_2官能团的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（3）锌冶炼烟气汞及SO3干式捕集技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 锌冶炼烟气汞和SO_3的污染排放现状2 |
| 1.2.1 锌冶炼工艺流程 |
| 1.2.2 锌冶炼过程污染物排放特征 |
| 1.3 烟气汞的控制技术研究现状 |
| 1.3.1 吸收法 |
| 1.3.2 吸附法 |
| 1.4 SO_3控制技术研究现状 |
| 1.4.1 协同控制技术 |
| 1.4.2 碱性吸收剂喷射技术 |
| 1.5 本论文研究思路及主要研究内容 |
| 1.5.1 本论文研究思路 |
| 1.5.2 主要研究内容及技术线路 |
| 第二章 实验装置及方法 |
| 2.1 实验试剂及仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 汞吸附性能评价系统 |
| 2.2.2 SO_3吸收性能评价系统 |
| 2.3 分析测试方法 |
| 2.3.1 材料的主要表征手段 |
| 2.3.2 冶炼烟气的监测方法 |
| 第三章 典型锌冶炼烟气汞和SO_3排放特征研究 |
| 3.1 典型锌冶炼企业选择 |
| 3.1.1 典型锌冶炼厂简介 |
| 3.1.2 典型锌冶炼烟气净化工艺 |
| 3.2 锌冶炼过程主要污染物排放特征 |
| 3.2.1 污控设备对汞脱除效率分析 |
| 3.2.3 尾气汞排放浓度和形态分布 |
| 3.2.4 锌冶炼过程汞的流向 |
| 3.2.5 污控设备对SO_3脱除效率分析 |
| 3.2.6 焙烧过程固体物料组成及含量 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 闪锌矿(ZnS)及其改性对Hg~0吸附性能的研究 |
| 4.1 材料制备 |
| 4.2 天然闪锌矿对Hg~0吸附性能的研究 |
| 4.2.1 闪锌矿去除Hg~0 |
| 4.2.2 温度对闪锌矿去除Hg~0的影响 |
| 4.2.3 烟气组分对闪锌矿去除Hg~0的影响 |
| 4.3 Se改性掺杂ZnS对 Hg~0吸附性能研究 |
| 4.3.1 材料的晶型结构分析 |
| 4.3.2 Se掺杂比例对Hg~0吸附性能的影响 |
| 4.3.3 温度对Zn-Se-S材料去除Hg~0的影响 |
| 4.3.4 SO_2对Zn-Se-S材料去除Hg~0的影响 |
| 4.3.5 机理分析 |
| 4.4 Co掺杂改性ZnS对 Hg~0的吸附性能研究 |
| 4.4.1 材料的晶型结构分析 |
| 4.4.2 Co掺杂比例对Hg~0吸附性能的影响 |
| 4.4.3 温度对Co-Zn-S材料去除Hg~0的影响 |
| 4.4.4 烟气组分对Co-Zn-S材料去除Hg~0的影响 |
| 4.4.5 机理分析 |
| 4.4.6 Co改性ZnS的 Hg~0吸附容量测试 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 CuS及 Cu活化的闪锌矿对Hg~0吸附性能研究 |
| 5.1 材料制备 |
| 5.2 CuS对 Hg~0吸附性能的研究 |
| 5.2.1 CuS对 Hg~0的去除性能 |
| 5.2.2 烟气组分对Hg~0去除的影响 |
| 5.2.3 CuS对 Hg~0的去除机理分析 |
| 5.2.4 CuS吸附剂的脱附与循环性能研究 |
| 5.3 Cu活化ZnS吸附剂对Hg~0的吸附性能研究 |
| 5.3.1 活化组分的筛选 |
| 5.3.2 不同铜盐对硫化锌汞吸附性能的影响 |
| 5.3.3 硫化锌与铜溶液之间离子交换 |
| 5.3.4 活化界面层的形成 |
| 5.3.5 活化表面的元素组成和化学状态 |
| 5.3.6 Hg~0吸附活化机理 |
| 5.3.7 Cu~(2+)活化ZnS回收Hg~0及其循环再生 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 碱性吸收剂对硫氧化物的选择性吸收性能研究 |
| 6.1 碱性吸附剂对SO_2/SO_3的吸收性能 |
| 6.1.1 碱性吸收剂对SO_2吸收规律 |
| 6.1.2 碱性吸收剂对SO_3吸收规律 |
| 6.1.3 SO_2对SO_3吸收性能的影响 |
| 6.1.4 吸附剂的表征 |
| 6.1.5 优选碱性吸收剂 |
| 6.2 ZnO脱除SO_3实验 |
| 6.2.1 温度对SO_3吸收性能的影响 |
| 6.2.2 SO_3浓度对SO_3吸收性能的影响 |
| 6.2.3 水蒸气对SO_3吸收性能的影响 |
| 6.2.4 冶炼烟气SO_3干式捕集技术的开发 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 制酸烟气汞/SO_3干式捕集技术中试实验研究 |
| 7.1 汞/SO_3干式捕集中试试验平台 |
| 7.1.1 净化工艺流程 |
| 7.1.2 主要运行参数 |
| 7.1.3 主要设备参数 |
| 7.1.4 中试装置设备材料清单 |
| 7.2 实验方法 |
| 7.2.1 中试装置试验运行方法 |
| 7.2.2 试验方法 |
| 7.2.3 吸附剂材料 |
| 7.3 中试装置运行结果分析 |
| 7.3.1 烟气换热器的降温效果及烟气降温对SO_3浓度的影响 |
| 7.3.2 烟气温度对SO_3脱除效率的影响 |
| 7.3.3 吸收剂添加量和种类对SO_3脱除效率的影响 |
| 7.3.4 同时脱除SO_3和汞效果 |
| 7.4 本章小结 |
| 第八章 结论与展望 |
| 8.1 全文总结 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间发表论文、专利及所获奖励 |
（4）CFB锅炉脱硫脱硝耦合的实验研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 CFB锅炉的技术发展 |
| 1.1.1 CFB锅炉的构成及工作过程 |
| 1.1.2 CFB锅炉及燃烧技术国内外发展情况 |
| 1.1.3 流化床燃烧中对SO_2的排放控制 |
| 1.1.4 循环流化床锅炉中氮氧化物的生成和控制 |
| 1.2 CFB锅炉炉后脱硫技术 |
| 1.2.1 石灰石-石膏湿法脱硫技术 |
| 1.2.2 烟气循环流化床脱硫技术 |
| 1.3 烟气脱硝技术 |
| 1.3.1 选择性非催化还原烟气脱硝技术(SNCR) |
| 1.3.2 选择性催化还原烟气脱硝技术(SCR) |
| 1.3.3 CFB锅炉脱硝技术路线比较 |
| 1.4 课题研究的意义及本文主要工作 |
| 第二章 CFB锅炉脱硫脱硝耦合工艺原理及实验设计条件 |
| 2.1 烟气循环流化床脱硫系统集成氧化法脱硝功能的原理和设想 |
| 2.1.1 氧化法脱硝的实验研究 |
| 2.1.2 烟气循环流化床脱硫系统集成氧化法脱硝功能的设想 |
| 2.2 常见的氧化技术与氧化剂 |
| 2.2.1 液相氧化剂的的筛选 |
| 2.2.2 气相氧化剂的来源和制备 |
| 2.3 烟气循环流化床脱硫协同COA脱硝系统的设计及初步实验验证 |
| 2.3.1 系统设计 |
| 2.3.2 初步实验验证 |
| 2.4 CFB锅炉脱硫脱硝耦合的实验条件设计 |
| 2.4.1 煤耗量、灰渣量、石灰石粉用量及煤质资料 |
| 2.4.2 烟气参数 |
| 2.4.3 烟气处理流程 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 液相氧化剂耦合脱硫脱硝实验研究 |
| 3.1 实验方案 |
| 3.1.1 实验目的 |
| 3.1.2 实验材料 |
| 3.1.3 实验方法 |
| 3.2 实验过程 |
| 3.2.1 实验前准备工作 |
| 3.2.2 具体的实验步骤 |
| 3.3 实验数据分析 |
| 3.3.1 第一阶段实验期间数据指标 |
| 3.3.2 工况适应性分析 |
| 3.3.3 脱硝氧化剂用量 |
| 3.3.4 脱硝效率的影响因素研究 |
| 3.3.5 运行成本分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 气相氧化剂耦合脱硫脱硝实验研究 |
| 4.1 实验方案 |
| 4.1.1 实验目的 |
| 4.1.2 可行性分析 |
| 4.1.3 实验方式 |
| 4.2 实验准备 |
| 4.2.1 实验前准备工作 |
| 4.2.2 实验步骤 |
| 4.3 实验过程 |
| 4.3.1 设备选型方案 |
| 4.3.2 实验设备及辅助材料 |
| 4.3.3 喷射点布置方案 |
| 4.4 实验及结果分析 |
| 4.4.1 第一阶段实验 |
| 4.4.2 第二阶段实验 |
| 4.5 运行能耗及成本分析 |
| 4.5.1 脱除量修正 |
| 4.5.2 摩尔比 |
| 4.5.3 运行成本分析 |
| 4.6 气相、液相氧化法脱硝的技术对比 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（5）尿素/H2O2溶液及非均相类Fenton湿法氧化脱硝实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要符号表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 我国能源结构现状及发展趋势 |
| 1.2 SO_2和NO_X的危害、排放现状及环保政策 |
| 1.2.1 SO_2和NO_X的危害 |
| 1.2.2 SO_2和NO_X的排放现状 |
| 1.2.3 我国现行的环境保护政策 |
| 1.3 烟气脱硫脱硝技术简介 |
| 1.3.1 烟气脱硫技术 |
| 1.3.2 烟气脱硝技术 |
| 1.3.3 烟气同时脱硫脱硝技术 |
| 1.4 H_2O_2氧化在烟气净化中的研究进展 |
| 1.5 非均相类Fenton技术研究进展 |
| 1.6 研究目的和研究内容 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 第二章 实验系统及研究方法 |
| 2.1 实验系统 |
| 2.2 实验步骤 |
| 2.3 实验装置和材料 |
| 2.4 实验分析方法 |
| 2.4.1 脱除效率计算 |
| 2.4.2 液相产物分析 |
| 2.4.3 反应热力学分析 |
| 2.4.4 反应动力学分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 尿素/H_2O_2溶液湿法脱硝实验及机理研究 |
| 3.1 氧化剂的筛选 |
| 3.2 尿素/H_2O_2溶液湿法脱硝影响因素实验研究 |
| 3.2.1 尿素浓度对NO脱除效率的影响 |
| 3.2.2 H_2O_2浓度对NO脱除效率的影响 |
| 3.2.3 NO初始浓度对NO脱除效率的影响 |
| 3.2.4 O_2含量对NO脱除效率的影响 |
| 3.2.5 烟气流量对NO脱除效率的影响 |
| 3.2.6 温度对NO脱除效率的影响 |
| 3.2.7 pH对NO脱除效率的影响 |
| 3.3 尿素/H_2O_2溶液湿法脱硝反应机理 |
| 3.3.1 液相吸收产物分析 |
| 3.3.2 反应机理推导 |
| 3.4 尿素/H_2O_2溶液湿法脱硝反应热力学分析 |
| 3.4.1 化学反应标准吉布斯函数ΔG~0计算 |
| 3.4.2 化学反应平衡常数K~θ计算 |
| 3.4.3 不同温度条件下的P_(NO)分压计算 |
| 3.4.4 化学反应标准焓变ΔH~0计算 |
| 3.5 尿素/H_2O_2溶液湿法脱硝反应动力学分析 |
| 3.5.1 H_2O_2反应分级数的确定 |
| 3.5.2 NO反应分级数的确定 |
| 3.5.3 指前因子和活化能的确定 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 非均相类Fenton湿法脱硝实验研究 |
| 4.1 催化剂的制备及表征方法 |
| 4.1.1 催化剂制备 |
| 4.1.2 催化剂表征 |
| 4.2 催化剂制备工艺优化 |
| 4.2.1 载体对催化剂活性的影响 |
| 4.2.2 前驱物浓度对催化剂活性的影响 |
| 4.2.3 焙烧温度对催化剂活性的影响 |
| 4.2.4 焙烧时长对催化剂活性的影响 |
| 4.2.5 催化剂最优制备条件 |
| 4.3 催化剂表征结果分析 |
| 4.3.1 N_2吸附-脱附分析 |
| 4.3.2 XRD分析 |
| 4.4 催化剂脱硝实验研究 |
| 4.4.1 不同反应体系湿法脱硝实验对比 |
| 4.4.2 反应条件对非均相类Fenton湿法脱硝效率的影响 |
| 4.4.3 催化剂稳定性 |
| 4.5 催化氧化反应机理 |
| 4.5.1 液相产物分析 |
| 4.5.2 自由基捕获实验 |
| 4.5.3 反应机理分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 全文总结与展望 |
| 5.1 全文总结 |
| 5.2 不足和建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表的论文和申请的专利 |
| 致谢 |
（6）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 |
（7）超声雾化过氧化物强化脱硫脱硝的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 概述 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 NOX、SO_2的来源和危害 |
| 1.2 燃煤锅炉尾气中NOX的脱除方法 |
| 1.2.1 低氮氧化物燃烧技术 |
| 1.2.2 烟气脱硝净化技术 |
| 1.3 燃煤锅炉尾气中SO_2的脱除方法 |
| 1.3.1 .湿法烟气脱硫系统(WFGD) |
| 1.3.2 .半干法烟气脱硫系统 |
| 1.3.3 .干法烟气脱硫系统 |
| 1.4 燃煤锅炉尾气脱硫脱硝一体化技术 |
| 1.4.1 氧化法 |
| 1.4.2 电子束(EB)辐射 |
| 1.5 本文主要研究内容 |
| 第2章 实验方法和模拟方法 |
| 2.1 实验方法 |
| 2.1.1 实验装置 |
| 2.1.2 反应器结构 |
| 2.1.3 实验流程与脱除效率计算方法 |
| 2.2 .实验试剂 |
| 2.3 检测分析方法 |
| 2.3.1 雾化粒径分布测试 |
| 2.3.2 自由基检测 |
| 2.3.3 氧化产物分析 |
| 2.4 液滴蒸发速率的数值模拟的方法 |
| 第3章 超声雾化过硫酸钠联合Ca(OH)_2溶液吸收脱硫脱硝的实验研究 |
| 3.1 Na_2S_2O_8溶液浓度对脱硫脱硝效率的影响 |
| 3.2 模拟烟气温度对脱硫脱硝效率的影响 |
| 3.3 紫外光对脱硫脱硝效率的影响 |
| 3.4 紫外光能量密度对烟气中SO_2、NO脱除效率的影响 |
| 3.5 过硫酸钠溶液pH值对脱硫脱硝效率的影响 |
| 3.6 模拟烟气的成分对脱硫脱硝效率的影响 |
| 3.7 模拟烟气停留时间对脱硫脱硝效率的影响 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 超声雾化过氧化氢脱硫脱硝的实验研究 |
| 4.1 过氧化氢雾化粒径对汽化速率的影响 |
| 4.1.1 过氧化氢雾化粒径的测定 |
| 4.1.2 不同粒径过氧化氢液滴汽化过程模拟 |
| 4.2 过氧化氢雾化粒径对脱硫脱硝效率的影响 |
| 4.3 模拟烟气温度对脱硫脱硝效率的影响 |
| 4.4 过氧化氢质量浓度对脱硫脱硝效率的影响 |
| 4.5 过氧化氢pH值对脱硫脱硝效率的影响 |
| 4.6 模拟烟气停留时间对脱硫脱硝效率的影响 |
| 4.7 双氧化子系统串联对脱硫脱硝效率的影响 |
| 4.8 反应机理分析 |
| 4.8.1 氧化产物分析 |
| 4.8.2 活性氧自由基验证实验 |
| 4.8.3 反应机理推测 |
| 4.9 本章小结 |
| 第5章 结果与建议 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 建议与展望 |
| 参考文献 |
| 发表论文及参加科研情况说明 |
| 致谢 |
（8）旋转填料床—磷酸钠湿式再生烟气脱硫基础研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 我国SO_2污染现状及控制措施 |
| 1.1.1 我国SO_2排放情况 |
| 1.1.2 我国SO_2排放控制政策及标准 |
| 1.1.3 我国硫资源的供需情况 |
| 1.2 烟气脱硫技术现状 |
| 1.2.1 国外烟气脱硫技术 |
| 1.2.2 国内烟气脱硫技术 |
| 1.3 湿式再生烟气脱硫工艺的研究进展及应用情况 |
| 1.3.1 硫酸钠法 |
| 1.3.2 柠檬酸钠法 |
| 1.3.3 有机胺法 |
| 1.3.4 离子液体法 |
| 1.3.5 湿式氧化镁法 |
| 1.3.6 磷酸钠法 |
| 1.4 湿式再生烟气脱硫设备的研究进展 |
| 1.4.1 脱硫吸收塔的改进研究 |
| 1.4.2 降膜式脱硫反应器 |
| 1.4.3 撞击流脱硫反应器 |
| 1.4.4 旋转填料床脱硫反应器 |
| 1.5 旋转填料床中传质模型研究概况 |
| 1.6 课题的目的、意义及主要研究内容 |
| 1.6.1 课题的目的、意义 |
| 1.6.2 主要研究内容 |
| 第二章 磷酸钠缓冲溶液烟气脱硫理论分析 |
| 2.1 磷酸钠缓冲溶液烟气脱硫机理 |
| 2.1.1 磷酸钠缓冲溶液吸收SO_2机理 |
| 2.1.2 磷酸钠缓冲溶液中各离子型态的分布 |
| 2.2 磷酸钠缓冲溶液的缓冲性能 |
| 2.2.1 缓冲性能的理论分析 |
| 2.2.2 缓冲性能的测试 |
| 2.3 磷酸钠缓冲溶液的理论硫容量 |
| 2.3.1 脱硫溶液的饱和pH值 |
| 2.3.2 不同初始pH值的理论硫容量 |
| 2.3.3 不同磷酸浓度的理论脱硫容量 |
| 2.4 磷酸钠缓冲溶液烟气脱硫的气液传质过程 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 磷酸钠缓冲溶液吸收SO_2过程的气-液传质性能 |
| 3.1 旋转填料床中磷酸钠缓冲溶液吸收SO_2传质系数的计算 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 工艺流程 |
| 3.2.2 设备、仪器及药品 |
| 3.2.3 方案 |
| 3.2.4 检测与表征 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 超重力因子β对K_ya的影响 |
| 3.3.2 喷淋密度对K_ya的影响 |
| 3.3.3 空床气速对K_ya的影响 |
| 3.3.4 吸收液磷酸浓度对K_ya的影响 |
| 3.3.5 入口气体中SO_2体积浓度对K_ya的影响 |
| 3.3.6 填料对K_ya的影响 |
| 3.3.7 分层填料对K_ya的影响 |
| 3.4 旋转填料床中的体积传质系数模型拟合 |
| 3.5 与填料塔中的K_ya对比 |
| 3.5.1 实验部分 |
| 3.5.2 空塔气速对K_ya的影响 |
| 3.5.3 喷淋密度对K_ya的影响 |
| 3.5.4 入口SO_2体积浓度对K_ya的影响 |
| 3.6 小结 |
| 第四章 旋转填料床中磷酸钠溶液吸收SO_2的实验研究 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.2 检测与表征 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 交实验分析与讨论 |
| 4.3.2 并流吸收工艺参数对脱硫率的影响 |
| 4.3.3 逆流吸收工艺参数对脱硫率的影响 |
| 4.3.4 填料类型对脱硫率的影响 |
| 4.3.5 分层填料对脱硫率的影响 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 磷酸钠脱硫富液再生研究 |
| 5.1 实验部分 |
| 5.1.1 工艺流程 |
| 5.1.2 设备、仪器及药品 |
| 5.1.3 方案 |
| 5.2 分析与表征 |
| 5.3 填料塔再生工艺参数对解吸率的影响 |
| 5.3.1 富液中pH值 |
| 5.3.2 富液流量 |
| 5.3.3 汽液比 |
| 5.3.4 富液中磷酸浓度 |
| 5.3.5 富液中SO_2浓度 |
| 5.3.6 富液预热温度 |
| 5.4 旋转填料床再生工艺参数对解吸率的影响 |
| 5.4.1 超重力因子 |
| 5.4.2 富液pH值 |
| 5.4.3 富液流量 |
| 5.4.4 汽液比 |
| 5.4.5 富液中磷酸浓度 |
| 5.4.6 富液中SO_2浓度 |
| 5.4.7 富液预热温度 |
| 5.5 两种再生设备工艺的比较 |
| 5.6 小结 |
| 第六章 旋转填料床-磷酸钠湿式再生烟气脱硫工艺研究 |
| 6.1 实验部分 |
| 6.1.1 工艺流程 |
| 6.1.2 设备、仪器及试剂 |
| 6.1.3 吸收液中磷酸根、硫酸根和亚硫酸根等离子浓度的测定 |
| 6.1.4 方案 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 脱硫率随重复次数的影响 |
| 6.2.2 解吸率随重复次数的变化 |
| 6.2.3 吸收液pH值随重复次数的变化 |
| 6.2.4 吸收液中硫酸根、磷酸根等离子浓度的变化 |
| 6.3 工艺优化 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间所取得的研究成果 |
（9）脱硫粉煤灰元素释放动力学特征与风险评价（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| Extended Abstract |
| 图清单 |
| 表清单 |
| 变量注释表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 电厂灰渣研究现状 |
| 1.3 淋滤实验的数学模型 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 2 燃煤电厂脱硫粉煤灰的采样和分析方法 |
| 2.1 采样电厂燃煤工艺和脱硫工艺 |
| 2.2 样品采集与处理 |
| 2.3 实验分析方法 |
| 3 燃煤电厂脱硫粉煤灰的微观特征研究 |
| 3.1 脱硫粉煤灰颗粒粒径分布 |
| 3.2 脱硫粉煤灰的微观形态 |
| 3.3 灰渣颗粒物的矿物组成 |
| 3.4 脱硫粉煤灰的颗粒物排放因子 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 燃煤电厂脱硫粉煤灰的元素组成及排放特征研究 |
| 4.1 脱硫粉煤灰的元素组成 |
| 4.2 元素在脱硫粉煤灰上的相对富集因子 |
| 4.3 煤中元素在燃烧产物中的分配 |
| 4.4 燃煤颗粒物中元素的排放因子 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 脱硫粉煤灰中元素释放动力学特征研究 |
| 5.1 静态浸出实验 |
| 5.2 动态淋滤实验 |
| 5.3 静态浸出实验结果与动态淋滤实验结果对比分析 |
| 5.4 元素释放动力学模型的建立 |
| 5.5 释放实验对脱硫粉煤灰颗粒特征的影响 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 脱硫粉煤灰中元素环境风险评价 |
| 6.1 浸出毒性评价 |
| 6.2 风险评价 |
| 6.3 元素释放的环境效应研究 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 脱硫粉煤灰中元素稳定化处理研究 |
| 7.1 实验方法 |
| 7.2 稳定化实验影响因子 |
| 7.3 稳定化实验结果与讨论 |
| 7.4 稳定化动力学模型 |
| 7.5 本章小结 |
| 8 结论与建议 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 论文创新点 |
| 8.3 建议与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（10）我国燃煤SO2污染现状及控制对策（论文提纲范文）
| 引言 |
| 1 发展现状 |
| 2 SO2污染控制技术 |
| 2.1 燃烧前脱硫 |
| 2.2 燃烧中脱硫 |
| 2.3 燃烧后脱硫 |
| 2.3.1 石灰石-石膏烟气脱硫法 |
| 2.3.2 烟气循环流化床脱硫技术 |
| 2.3.3 海水脱硫技术 |
| 2.3.4 电子束烟气脱硫技术 |
| 3 我国脱硫行业存在的问题 |
| 4 建议及对策 |
| 5 结语 |
四、燃煤脱硫技术及其应用前景（论文参考文献）
- [1]粉煤灰基催化剂协同脱硫脱硝性能及机理研究[D]. 崔荣基. 太原理工大学, 2021(01)
- [2]负载型醇胺类离子液脱硫性能研究[D]. 唐立淑. 山东大学, 2021(12)
- [3]锌冶炼烟气汞及SO3干式捕集技术研究[D]. 刘伟. 上海交通大学, 2020(01)
- [4]CFB锅炉脱硫脱硝耦合的实验研究[D]. 杨小晓. 厦门大学, 2019(08)
- [5]尿素/H2O2溶液及非均相类Fenton湿法氧化脱硝实验研究[D]. 王金涛. 东南大学, 2019(01)
- [6]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)
- [7]超声雾化过氧化物强化脱硫脱硝的研究[D]. 魏佳奇. 天津大学, 2019(06)
- [8]旋转填料床—磷酸钠湿式再生烟气脱硫基础研究[D]. 袁志国. 太原理工大学, 2014(07)
- [9]脱硫粉煤灰元素释放动力学特征与风险评价[D]. 项玮. 中国矿业大学, 2012(01)
- [10]我国燃煤SO2污染现状及控制对策[J]. 邵中兴,李洪建. 山西化工, 2011(01)