焦爐煙氣鋼渣濕法聯合脫硫脫硝試驗研究

孟子衡，王晨曄，王興瑞，陳 艷，李會泉

(1.中國科學院 過程工程研究所 綠色過程與工程院重點實驗室，北京 100190；2.中國科學院 過程工程研究所 濕法冶金清潔生產技術國家工程實驗室，北京 100190；3.中國科學院大學 化學工程學院，北京 100049)

0 引 言

焦化企業是煤化工中的重污染行業，根據國家統計局和中國煉焦行業協會統計數據，截至2018年底，全國焦化生產企業470多家，焦炭總產能6.5億t。百萬噸級焦炭生產過程約排放焦爐煙氣40萬m3/h，其中根據焦爐生產工藝、爐型、原料煤有機硫含量等因素的差別，焦爐煙氣中SO2含量在60～800 mg/Nm3，NOx含量在400～1 200 mg/Nm3。2019年4月，生態環境部等印發了《關于推進實施鋼鐵行業超低排放的意見》，要求截至2020年底，重點區域鋼鐵企業力爭完成60%左右超低排放改造；2025年底前，重點區域鋼鐵企業超低排放改造基本完成，全國力爭80%以上產能完成改造。焦化企業焦爐煙氣執行的超低排放標準為SO2排放量低于30 mg/Nm3，NOx排放量低于150 mg/Nm3。部分地區對焦化企業的大氣污染物排放提出了更高要求，發布了更為嚴格的地方排放標準。如河北省發布的《煉焦化學工業大氣污染物超低排放標準》(DB 13/2863—2018)要求[1]，SO2排放量低于30 mg/Nm3，NOx排放量低于130 mg/Nm3。隨著焦化行業大氣污染物排放標準越來越嚴格，焦化企業面臨巨大的減排壓力。目前焦化行業逐步開展了多種脫硫脫硝處理技術的應用探索，如PDS一塔式脫硫技術、氨法脫硫、FGD脫硫技術、雙堿脫硫技術與SCR法脫硝技術耦合。但焦爐煙氣出口溫度相對較低，一般在180～230 ℃，與電廠320～400 ℃煙氣溫度相比較低，因此常規SCR法無法滿足脫硝技術需求[2-4]。

我國鋼鐵行業每年產生大量的固體廢渣，其中大部分是煉鋼過程產生的鋼渣[5]。鋼渣產率是粗鋼的8%～15%[6]，由于成分波動大、穩定性差、易磨性差等原因，鋼渣的綜合利用低于40%，截至2014年，全國鋼渣累積堆存量近13.8億t[7]。未被利用的鋼渣處于堆存和填埋狀態，不僅造成生態環境的污染和破壞，而且會造成土地資源的浪費[8]。鋼渣中含有大量的CaO、MgO等堿性物質，其中CaO含量為30%～60%[9]，可作為低成本脫硫劑[10]。吳忠標等[11]對鋼渣進行濕法脫硫試驗研究，提出鋼渣濕法脫硫的反應機理，研究了主要參數及添加劑對脫硫率的影響，脫硫率為50%～70%。于同川等[12]在旋流板塔中進行了鋼渣濕法脫硫脫硝研究，結果表明，鋼渣漿液質量分數為2%、進口氣體溫度為20 ℃，液氣比大于4.85時，鋼渣濕法脫硫率可達85%以上。丁希樓等[13]研究了液氣比、漿液濃度、漿液pH值等參數對鋼渣濕法煙氣脫硫的影響。He等[14]將鋼渣、粉煤灰混合再用微波改性后，作為脫硫脫硝吸收劑，在最佳試驗條件下SO2和NOx的脫除率分別為70.9%和69.6%。邱偉等[15]用氫氧化鈉和檸檬酸作為添加劑強化鋼渣濕法脫硫，脫硫率分別在80%和90%以上。

由于鋼渣濕法脫硫技術具有脫硫效率高、技術成熟運行穩定、脫硫脫硝后尾渣可作為水泥緩凝劑利用等優點，近年來得到國內大量企業的認可。浙江寧波太極環保設備有限公司[16]研制的DS-二氧化硫煙氣治理技術，以鋼渣粉代替石灰石等傳統脫硫劑吸收SO2，在包頭鋼鐵集團、德龍鋼鐵有限公司相繼投產。但以鋼渣作為吸收劑實現同時脫硫脫硝鮮見報道[17]。本文以焦爐煙氣為目標，考察不同條件對鋼渣同時脫硫脫硝效率的影響，并得到最優的運行條件；研究了鋼渣同時脫硫脫硝過程變化，得到鋼渣同時脫硫脫硝機理。

1 試 驗

試驗在自行搭建的脫硫脫硝裝置上進行，裝置由模擬煙氣供氣系統、模擬煙氣吸收系統和尾氣分析系統組成，如圖1所示。供氣系統由鋼瓶供氣，各路氣體流量由質量流量計控制。模擬焦爐煙氣中SO2質量濃度為500 mg/m3(SO2標準氣體：1.6% SO2/N2，北京氦普北分氣體工業有限公司)，NO質量濃度為1 000 mg/m3(NO標準氣體：1.6% NO/N2，北京氦普北分氣體工業有限公司)，O2體積分數為5%(99.999% O2，北京氦普北分氣體工業有限公司)，平衡氣體為N2(99.999% N2，北京氦普北分氣體工業有限公司)。吸收系統為自制小型鼓泡攪拌反應器，漿液溫度通過加熱板控制，吸收時間3 h。進口模擬煙氣和尾氣中的NO、SO2、O2濃度通過氣體質譜儀(LC-D型，美國AMETEK公司，Trend mode)在線實時監控，停留時間通過改變氣體流量來控制。SO2和NO的脫除率的計算公式為

圖1 試驗裝置示意

(1)

式中，η為SO2或NO的脫除率；Cin為進口SO2/NO質量濃度，mg/m3；Cout為出口SO2/NO質量濃度，mg/m3。

鋼渣緩沖pH試驗：利用電位滴定儀的連續滴定模式，將27%的H2SO4溶液勻速(滴定速度0.181 6 mL/min)滴入連續攪拌的15%鋼渣漿液中，滴定過程中記錄滴定體積和鋼渣漿液pH值。在不同pH值條件下，取樣過濾，固相干燥后(105 ℃)測試其組成(XRF)和礦相結構(XRD)，液相通過ICP-OES測試其中離子含量。

2 結果與討論

2.1 原料分析

鋼渣是比石灰石更廉價的吸收劑，轉爐鋼渣來自首鋼遷安鋼鐵有限責任公司，主要化學成分見表1，礦相結構如圖2所示。鋼渣中主要的化學成分有CaO、SiO2、Al2O3、Fe2O3、MgO、P2O5、f-CaO，有時還會有V2O5、TiO2等，成分變化較大。主要的礦相結構為Ca(OH)2、MgO、CaCO3、2CaO·SiO2(C2S)、3CaO·SiO2(C3S)、RO phase((MgO)0.841(MnO)0.159)以及鐵的氧化物和硅酸鹽等。按照YB/T 140規定對原料鋼渣中的f-CaO含量進行測定，原料鋼渣中f-CaO含量為4.34%。預處理攪拌過程中f-CaO等堿性物質溶解，為吸收系統提供堿性環境，進而促進NOx和SO2的吸收。同時，由于SO2是酸性氣體，堿性環境有利于其吸收，本文取吸收反應3 h為反應終點，吸收環境仍為堿性，因此在本試驗過程中，SO2脫除率無明顯變化。

表1 原料鋼渣成分的XRF分析(以氧化物計)

圖2 原料鋼渣的XRD衍射譜

2.2 漿液溫度對脫除率的影響

溫度是影響氣液吸收反應關鍵因素之一，在鋼渣濃度8%、煙氣流量為400 mL/min、初始NO濃度1 000 mg/m3、SO2濃度500 mg/m3、漿液溫度在30～70 ℃時，脫硫脫硝效率變化如圖3所示。脫硝效率隨溫度升高而降低，這是因為反應(2)的反應活化能Ea=-7.1 kJ/mol[18]，溫度升高會降低化學反應速率，導致生成的NO2濃度降低，從而使脫硝效率下降。SO2在水中具有較大的溶解度，30～70 ℃的SO2溶解度變化相對較小，氣液傳質不是控制步驟，因此溫度對SO2脫除率影響較小。

圖3 反應溫度對脫除率的影響

(2)

2.3 漿液濃度對脫除率的影響

在反應溫度30 ℃、鋼渣粒度小于75 μm、煙氣流量為400 mL/min、氧氣體積分數5%、初始NO濃度1 000 mg/m3、SO2質量濃度500 mg/m3、鋼渣濃度分別為0、4%、8%、12%的條件下，考察漿液濃度對脫硫脫硝效率的影響，如圖4所示?？梢钥闯?，隨著漿液濃度增加，脫硝效率隨之提高，其原因是初始漿液pH值會隨漿液濃度的增加而提高(表2)，漿液pH值決定了NO在漿液中的吸收反應環境，pH值越大，反應速度越快，因此脫硝效率越高。但鋼渣密度大，濃度過大會增大噴淋、運輸難度。綜合考慮，選擇漿液濃度8%為最佳運行條件。

圖4 鋼渣漿液濃度對脫除率的影響

表2 不同濃度鋼渣漿液pH值

2.4 煙氣流量對脫除率的影響

由于本文鋼渣漿液體積保持不變，因而改變煙氣流量即改變了氣液接觸時間。在反應溫度30 ℃、鋼渣濃度8%、鋼渣粒度小于75 μm、O2體積分數5%、初始NO質量濃度1 000 mg/m3、SO2質量濃度500 mg/m3、煙氣流量分別為200、400、600、800 mL/min的條件下，煙氣流量對脫除率的影響如圖5所示?？芍S著煙氣流量增加，脫硝率下降較迅速，脫硫率基本不受影響。隨煙氣流量增大，停留時間減少，不利于氣體和液體充分接觸。SO2的溶解度(25 ℃、100 kPa條件下，100 g水溶解8.96 g)遠高于NO(25 ℃、100 kPa條件下，100 g水溶解0.005 7 g)[19]，SO2在極短的接觸時間即可溶于漿液。因此，隨著煙氣流量增大，脫硫率基本不受影響，而脫硝率下降迅速。綜合考慮脫硫脫硝效率和運行費用，煙氣流量的最優條件選擇400 mL/min。

圖5 煙氣流量對脫除率的影響

2.5 初始SO2濃度對脫除率的影響

圖6 SO2濃度對脫除率的影響

2.6 初始NO濃度對脫除率的影響

在反應溫度30 ℃、鋼渣粒度小于75 μm、煙氣流量為400 mL/min、O2體積分數5%、初始SO2質量濃度500 mg/m3、鋼渣濃度為8%、初始NO質量濃度分別為500、800、1 000、1 200、1 500 mg/m3的條件下，NO濃度對脫硫脫硝率的影響如圖7所示。可以看出，在SO2濃度負荷相對不高時，隨著煙氣NO濃度增加，吸收液中對NO吸收反應的有效吸收容量和接觸反應時間等變化不大，NO脫除率無明顯變化。隨著NO濃度進一步提高，SO2對NO脫除的促進作用減弱，脫硝效率降低。

圖7 脫除率隨NO濃度的變化

2.7 鋼渣同時脫硫脫硝機理

鋼渣中含有Ca(OH)2、MgO、C2S、C3S等堿性物質，可促進SO2、NOx吸收。鋼渣在預處理攪拌過程中堿性物質溶解以及凝膠活性物質(C2S、C3S)發生水化反應生成Ca(OH)2和Mg(OH)2[23]。在脫硫脫硝過程中，由于鋼渣中Ca(OH)2、MgO、C2S、C3S等堿性物質的存在，使其具有較高的緩沖pH值能力，從而有利于SO2和NOx的脫除。

為了研究鋼渣漿液在脫硫脫硝過程中緩沖pH值能力，考察脫硫脫硝試驗過程中鋼渣漿液pH值的變化趨勢。為了適當縮短試驗時間，稍微提高模擬煙氣流量(400～500 mL/min)和NO濃度(1 000～1 339 mg/m3)、SO2濃度(500～657 mg/m3)，不會對反應機理產生影響。試驗條件為：反應溫度30 ℃、鋼渣粒度小于75 μm、煙氣流量為500 mL/min、O2體積分數5%、初始SO2質量濃度657 mg/m3、初始NO質量濃度為1 339 mg/m3、鋼渣濃度為1%。試驗過程中，同時取少量固體樣品，洗滌、干燥后測試XRD，結果如圖8、9所示。由圖8可知，開始30min，漿液pH值由11.15驟降為7.46，可能是由于鋼渣中活性較高的Ca(OH)2完全消耗，導致pH值下降較快。隨后經12 h，漿液pH值由7.46緩慢降為5.99。因此，鋼渣漿液具有優良的緩沖pH值能力，在脫硫脫硝過程中，漿液pH值可較穩定的維持在弱酸性條件下。

圖8 鋼渣漿液pH隨時間變化趨勢

由圖9可知，Ca(OH)2的衍射峰在反應0.5 h后消失，表明鋼渣中活性較高的Ca(OH)2在反應0.5 h快速消耗完。在0.5～20 h，出現CaSO4·xH2O(x=0.5,2，下同)衍射峰，且其強度不斷增強，表明SO2溶于水后生成的亞硫酸根與鋼渣中溶出的鈣離子反應生成亞硫酸鈣，亞硫酸鈣進一步被O2氧化生成CaSO4·xH2O。

圖9 脫硫脫硝試驗過程中的XRD譜圖

表3 脫硫脫硝后漿液中的離子濃度

因此，NOx的脫除主要是鋼渣漿液吸收了NO與O2反應生成的NO2，以及NO2與NO結合的N2O3。現有鋼渣脫硫脫硝技術的脫硝率偏低，通過氣相預氧化將部分NO氧化為NO2，然后NO2和剩余的NO與NO2結合生成的N2O3，可被鋼渣漿液快速高效吸收，從而達到NOx排放達標甚至超低排放標準，有利于鋼渣濕法聯合脫硫脫硝的工程化應用。

SO2和NOx在鋼渣漿液中進行吸收，從而達到同時脫硫脫硝的目的，其機理如下：

1)鋼渣溶解

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(4)

(5)

Ca2++2OH-，

(6)

Ca2++2OH-。

(7)

2)吸收過程

(8)

(9)

(10)

(11)

(12)

(13)

(14)

(15)

(16)

3)結晶過程

(17)

(18)

3 結 論

1)鋼渣漿液溫度、漿液濃度、煙氣流量及初始SO2濃度對脫硫脫硝效率有較大影響。鋼渣法可實現焦爐煙氣同時脫硫脫硝，效果顯著，工藝過程簡單，應用潛力較大。

2)漿液濃度升高會增大體系pH值，促進NO脫除；煙氣流量增加，即停留時間降低會減少氣液接觸時間，導致脫硫脫硝效率降低，因此在考慮處理成本的同時應增加停留時間。

3)實驗室最優反應條件下(溫度30 ℃，漿液濃度8%，煙氣流量400 mL/min)，脫硝率為50.7%，脫硫率高于95%。

4)NOx的脫除主要是鋼渣漿液吸收了NO與O2反應生成的NO2，以及NO2與NO結合的N2O3。通過氣相預氧化將部分NO氧化為NO2，然后NO2以及剩余的NO和NO2結合的N2O3可被鋼渣漿液快速高效的吸收。

5)現有鋼渣脫硫脫硝技術的脫硝效率偏低，通過強化脫硝手段，可實現NOx排放達標甚至超低排放標準，有利于鋼渣濕法聯合脫硫脫硝的工程化應用。