催化还原法脱氮技术

选择性催化还原选择性催化还原法(Selective Catalytic Reduction，SCR)的原理是在催化剂作用下，还原剂NH3在相对较低的温度下将NO和NO2还原成N2，而几乎不发生NH3的氧化反应，从而提高了N2的选择性，减少了NH3的消耗。

其中主要反应如下：4NH3+6NO=5N2+6H2O8NH3+6NO2=7N2+12H2O4NH3+3O2=2N2+6H2O4NH3+5O2=4NO+6H2O2NH3可逆生成N2+3H2SCR系统由氨供应系统、氨气/空气喷射系统、催化反应系统以及控制系统等组成，为避免烟气再加热消耗能量，一般将SCR反应器置于省煤器后、空气预热器之前，即高尘段布置。

氨气在加入空气预热器前的水平管道上加入，与烟气混合。

催化反应系统是SCR 工艺的核心，设有NH3的喷嘴和粉煤灰的吹扫装置，烟气顺着烟道进入装载了催化剂的SCR 反应器，在催化剂的表面发生NH3催化还原成N2。

催化剂是整个SCR系统关键，催化剂的设计和选择是由烟气条件、组分来确定的，影响其设计的三个相互作用的因素是NOx脱除率、NH3的逃逸率和催化剂体积。

目前普遍使用的是商用钒系催化剂，如V2O5/TiO2和V2O5-WO3/TiO2。

在形式上主要有板式、蜂窝式和波纹板式三种。

该工艺于20 世纪70年代末首先在日本开发成功，80 年代以后，欧洲和美国相继投入工业应用。

在NH3/NO x的摩尔比为1时，NO x的脱除率可达90%，NH3的逃逸量控制在5 mg/L以下。

由于技术的成熟和高的脱硝率，SCR法现已在世界范围内成为大型工业锅炉烟气脱硝的主流工艺。

截至2010年底，我国已投运的烟气脱硝机组容量超过2亿kW，约占煤电机组容量的28%，其中SCR机组占95% 。

柴油机所产生的微粒(PM)和氮氧化物(NOx)是排放中两种最主要的污染物。

从目前降低汽车尾气排放的技术途径来看，要达到欧Ⅳ排放标准，一般不再从发动机本身的结构方面采取措施，通常是采取排气后处理的方式来降低污染物的排放量，而尿素-SCR 选择性催化还原法是最具现实意义的方法，它能把发动机尾气中的NOx减少50%以上。

我国水泥窑炉NOx控制技术现状现在在脱硝领域有三个主要技术，选择性催化还原（SCR）技术、选择性非催化还原（SNCR）技术和炉内燃烧控制技术，前面两个技术需要用到氨水。

1、选择性催化还原（SCR）技术基本化学原理选择性催化还原法(SCR)是工业上应用最广的一种脱硝技术，反应温度一般为300～450℃，理想状态下，可使NOx的脱除率达90%以上，是目前最好的固定源NOx治理技术，但还是使用到了氨水。

SCR在水泥窑炉上应用的问题：（1）烟尘中颗粒物会堵塞催化剂，必须安装吹灰器；（2）烟气中的碱性物质、CaO和SO2会使催化剂中毒；（3）如果将SCR安装在除尘器的下游，必须安装烟气再热器，加热烟气到催化剂的最佳工作温度。

2、选择性非催化还原（SNCR）技术SNCR工艺的主要化学反应在这一技术中，尿素、NH3均可作为还原剂。

温度过高时氨会和氧反应生成NOx；温度过低则会使NOx还原反应的速率过低，造成原烟气中有过量的氨逃逸或是生料物料上有氨沉积。

因此必须寻找合理的氨气喷入位置，达到适合SNCR反应的温度区间。

SNCR技术的优点是固定投资少、设备简单、不用催化剂、初期投资少、系统简单，并且易于实施。

但这一技术的脱硝效率低，一般低于<40%，同时运行成本较高，对反应温度要求高，需要准确控制反应区内的温度；SNCR技术需要比较高的NH3／NOx值（一般大于1），部分NH3被产品吸收。

从国家层面讲，这一技术不具备减排意义。

3、炉内燃烧控制技术现在炉内燃烧技术有很多，炉窑内分级燃烧、采用低氮燃烧器、采用专家控制系统等，最典型的是分级燃烧(SCC)。

SCC采用分级加入燃料和空气，使NOx形成降到最低，物料加入方式来降低NOx放热排放。

通过调整燃烧空气量，使得焙烧燃料最初是在还原性气氛中燃烧，以降低NOx的生成，然后再在氧化气氛中完全燃烧；通过控制生料的加入量来调节焙烧温度；引入三次风来调整焙烧器中还原性气氛，使其达到适宜的还原气氛，采用这种方式的SCC技术可降低热力型和燃料型NOx。

生物脱氮处理的工艺生物脱氮是一种利用生物体代谢活动将氮污染物转化为无害物质的处理技术。

生物脱氮工艺主要包括生物脱氮污泥活性攪拌反应器法、生物脱氮填料法、生物脱氮滤池法、自然界吸附法等。

生物脱氮污泥活性攪拌反应器法是一种常见的生物脱氮工艺。

该工艺通过在反应器中加入脱氮污泥活性污泥来实现脱氮反应。

首先，废水中的氨氮经过生物脱氮反应器中的生物膜的吸附作用，被氨氧化细菌菌膜上的氨氧化酶催化氧化为亚硝酸氮。

然后，亚硝酸氮进一步被反硝化细菌利用有机物作为反硝化基质，将亚硝酸氮还原生成氮气释放到大气中。

生物脱氮填料法是另一种生物脱氮工艺。

该工艺通过在反应器中填充脱氮填料，如生物脱氮球体、生物脱氮网等，形成生物脱氮反应器。

废水通过填料层时，填料表面的微生物与废水中的氨氮进行吸附作用，将氨氮氧化为亚硝酸氮。

随后，亚硝酸氮进一步通过反硝化细菌利用有机物质进行反硝化反应，最终转化为氮气释放。

生物脱氮滤池法是一种利用滤池来进行生物脱氮的工艺。

该工艺通过在滤池内填充脱氮滤材，如生物脱氮砂、生物脱氮填料等，形成生物脱氮滤池。

废水通过滤池时，滤材表面的生物脱氮菌群与废水中的氨氮发生吸附作用，将氨氮氧化为亚硝酸氮。

然后，亚硝酸氮在滤材内通过反硝化细菌利用有机物质进行反硝化反应，最终转化为氮气释放。

自然界吸附法是一种较为简单的生物脱氮工艺。

该工艺利用自然界中存在的生物质，如湿地植物、藻类等，吸附废水中的氨氮。

湿地植物的根系和藻类表面的微生物通过吸附作用，将废水中的氨氮氧化为亚硝酸氮。

亚硝酸氮在湿地植物和藻类的根系中通过反硝化作用进一步还原为氮气释放到大气中。

综上所述，生物脱氮工艺包括生物脱氮污泥活性攪拌反应器法、生物脱氮填料法、生物脱氮滤池法和自然界吸附法等。

这些工艺利用特定的微生物和反应条件，将废水中的氨氮转化为无害物质，以达到脱氮处理的目的。

随着环境保护意识的提高和技术的不断发展，生物脱氮工艺在氮污染处理中具有广阔的应用前景。

氢 化 合 物 （ ＨＣ） 作 为 还 原 剂 ， 选 择 性 还 原ＮＯ的 反 应 。 常 用 的 催 化剂可分为四类： 金属氧化物、 贵金属、分子筛、双功能催化 剂。
Ａｇ－ Ａ１２Ｏ３ 的 最 佳 负 载 量 为 ２％ ， 由其沉淀法制备的Ｃｕ－ Ａ１２Ｏ３催化 剂 ， 当 最 佳 负 载 量 在 ０．４％ 左 右 时能获得最大活性。物理混合两 种催化剂能产生协同效应， 例如
的关系， 该类催化剂的缺点是催 高的催化活性， 是铂族金属中性 毒的能力很强， 但仍然存在着活
化活性相对较低。Ｈｏｏｓｔ等［５］报道 能最好的。Ｐｔ催化剂对碳氢化合 性 温 度 范 围 太 窄 以 及 有 明 显Ｎ２Ｏ
ＣＣＯＯＭＭＭＭＵＵＮＮＩＣＩＣＡＡＴＴＩＯＩＯＮＮＳＳＳＳＴＴＡＡＮＮＤＤＡＡＲＲＤＤＩＺＩＺＡＡＴＴＩＯＩＯＮＮ． ．ＮＮｏｏ．１．６４１， ２００７（ ＩＳＳＵＥ Ｎｏ．１６７６４１）
钙钛矿型复合氧化物及铜铁框结 性 之 和 要 高 。Ｍａｕｎｕｌａ还 报 道 用 Ｃｅ、 Ｂａ、 Ｃｓ 等 均 能 使 其 活 性 温
构（ ＡＢＯ２） 型复合氧化物。常用作 载 体 的 氮 金 属 氧 化 物 有 Ａｌ２Ｏ３、 Ａ１２Ｏ３ － ＳｉＯ２、 ＴｉＯ２、 ＺｒＯ２。 作 为
溶胶－ 凝胶γ－ Ａ１２Ｏ３制备的催化剂 有更好的催化活性， 比Ｃｕ－ ＺＳＭ有 更强 的 抗 水 蒸 气 能 力 。Ｋｅｎｉｃｈｉ［７］
４ＮＯ＋４ＮＨ３＋Ｏ２→４Ｎ２＋６Ｈ２Ｏ （ １） 这 一 化 学 反 应 可 在 ３００℃～
４００℃较低温度下进行。将ＮＨ３作
为还原剂的优势是在富氧条件 下， ＮＨ３与ＮＯ反应具有较高的选 择 性 ， 且 发 现Ｏ２能 促 进ＮＯ－ ＮＨ３ 反应。该方法还可用于柴油机的 ＮＯｘ排放控制， 引入尿素等 作 为 催化剂， 其反应式为［２］：