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2.6.1尿素浓度对脱硝效率的影响实验22
2.6.2吸收液温度对脱硝效率的影响实验23
2.6.3吸收液PH对脱硝效率的影响实验23
2.6.4NOX进气浓度对脱硝效率的影响实验24
第3章实验结果与讨论25
3.1脱硝影响因素研究25
3.1.1尿素浓度25
3.1.2尿素吸收液温度27
3.1.3尿素吸收液pH29
3.1.4进气NO浓度30
3.2小结32
致谢34
参考文献35
第1章前言
1.1人类面临的环境问题
人类在享用工业化所带来的物质和社会利益的同时,环境问题也变得日益突出,甚至有些紧迫。
为实现人类的可持续发展,污染控制成为必然所趋。
现如今,环境问题已经成为一个全球性问题,环境问题的解决也必须依赖世界各国的倾力协作。
大气污染是二十一世纪人类社会生存和发展所面临的最严重问题之一。
随着工业化和城市化的发展,废气排放量逐年增加,大量的污染物排放到有限容量的大气环境中,污染了大气环境,造成严重的后果。
特别是近50年,大气污染程度远远超过前150年,二十世纪发生的8次重大的世界公害就有5次是由于工业废气而引发的大气污染,造成大量的人畜死亡,影响极其深远。
大气污染已经造成酸雨泛滥、温室效应引起气候异常、光化学烟雾频繁发生等自然灾害,如任其发展,最终会导致地球环境严重破坏,物种灭绝、人类怪病百出、生存面临威胁[1]。
氮氧化物(NOX)是大气主要污染物之一,也是当前大气污染治理的一大难题。
氮氧化物对人的健康和动植物的生长都有较大危害。
大气中的NOX在太阳光的作用下会引起光化反应,形成光化学烟雾,可能造成严重的大气污染事件。
如今,氮氧化物废气已成为社会的一大公害,对含氮氧化物废气的治理工作也已提到环境保护的重要议事日程上。
为了治理氮氧化物这一有毒有害气体,人们研究了许多治理方法,目前主要的脱硝方法无外乎三种:
燃料脱氮;
改进燃烧方式和生产工艺,即燃烧中脱氮包括空气分级燃烧、燃料再燃、低二燃烧器、浓淡偏差燃烧、低氧燃烧和烟气再循环燃烧等;
烟气脱硝,即燃烧后二控制技术。
1.2我国氮氧化物的排放及污染现状
当前我国大气污染状况依然十分严重,主要表现为煤烟型污染。
城市大气环境中总悬浮颗粒物浓度普遍超标;
二氧化硫污染一直在较高水平;
机动车尾气污染物排放总量迅速增加;
氮氧化物污染呈加重趋势。
在能源消费快速增长的背景下,氮氧化物排放量正以超过6%的年增长率增长[2]。
我国的电力行业以燃煤发电为主[2,3],2003~2007年的5年间,火电厂装机容量增长91%,煤耗量增长了61%[3],火电厂氮氧化物年排放量约为900万t,占我国排放总量的近40%,是氮氧化物控制的重点行业[2,3]。
近年来,我国火电厂氮氧化物控制工作已经起步,关停小火电机组、在役机组的低氮燃烧技术改造和新增机组低氮燃烧技术及部分烟气脱硝装置的建成并投入运行,对降低氮氧化物排放水平起到了一定作用,为进一步控制火电行业氮氧化物的排放提供了良好基础。
但是与世界发达国家相比较,我国火电行业单位发电量的氮氧化物排放水平仍然很高,为3.21g/KW时,与发达国家1999年的水平比较,是美国的1.3倍,英国的1.6倍,德国的3.4倍,日本的10倍[3]。
随着国民经济的高速发展,城市化进程的加快,机动车保有量急速增长和能源密集型工业的快速发展,使得我国氮氧化物(NOX)人为排放量显著增加。
据相关数据统计,我国氮氧化物(NOX)总排放量1980年约为468万t,2000年增至1177万t,平均年增长4.6%,到2004年又猛增至1600万t。
近两年,中国NOX的排放量仍然呈现出快速增加的态势,若不采取进一步的排放控制措施,到2020年,中国的氮氧化物(NOX)排放总量将可能达到2363-2914万t,致使环境污染进一步加剧。
近十年来,NOX排放量的剧增使我国城市大气中的NOX污染程度加重。
国家环境质量标准规定,居住区的平均浓度必须低于0.10mg/m3,年平均浓度低于0.05mg/m3。
1997年在全国357个城市中,NOX浓度年均值范围为0.001-0.140mg/m3,其中291个城市NOX浓度年均值达到国家二级标准(0.05mg/m3),占81.5%,66个城市超二级标准,占18.5%。
1998年全国311个城市,NOX浓度年均值范围为0.006-0.152mg/m3,其中252个城市NOX浓度年均值达到国家二级标准(0.05mg/m3),占81.0%,59个城市超二级标准,占19.0%。
1997-1998年,NOX浓度年均值超过国家三级标准(0.10mg/m3)的城市有北京、广州和上海三市。
根据1991-1998年8个年度的统计,环境空气中NOX平均浓度的年度变化趋势不明显,但北京等少数特大城市的污染有加重趋势。
氮氧化物的大量排放,也是酸雨形成的一个重要因素。
近年酸雨中硝酸盐离子的浓度明显呈迅速上升趋势。
据1985年以来《华南酸雨研究》、《中挪酸雨综合监测项目》有关课题在四川、贵州、福建、辽宁、山东和浙江等地所做的硫酸盐离子、硝酸盐离子监测值可知,20世纪80年代,中国大部分地区酸性降水中硫酸盐离子浓度和硝酸盐离子浓度比例为10左右,表明硫酸盐离子污染占有绝对优势;
但是90年代末该比值已下降至6左右;
而最近的监测结果表明,部分地区酸性降水中硫酸盐离子浓度和硝酸盐离子浓度的比例进一步降低,甚至达到3以下或更低。
因此,防止酸雨污染,不但要控制SO2,还必须同时控制氮氧化物。
1.2.1我国燃煤电厂氮氧化物污染现状
我国煤炭资源丰富且廉价,是世界上最大的煤炭生产和消耗国,也是世界上少数几个以煤炭为主要能源的国家之一,预计在今后50年内,我国以煤炭为主的能源结构不会发生显著变化。
随着经济的快速发展,全国煤炭消费量不断增加,1990年为10.5亿吨,1996年已增至13.79亿吨,到2000年更达到15亿吨,因此由燃煤排放的SO2和NOX急剧增加。
据统计,全国烟尘排放量的70%、二氧化硫排放量的90%、氮氧化物的67%、二氧化碳的70%都来自于燃煤。
燃煤电厂排放的烟气当中含有大量的氮氧化物(NOX)。
随着我国经济的迅猛发展,对电力需求日益增强,而我国电力行业又以火电为主,因此,煤烟型大气污染是我国大气污染的主要特征。
上世纪八十年代以来,我国电力行业迅速发展,大气和酸雨污染日益严重。
据统计,1999–2004年的六年中,我国火电NOX的排放量增加235.7万吨。
近乎是1987–1998年共12年间NOX增长量的总和。
2004年底,我国发电装机规模已达4.4亿千瓦,其中火电装机达3.2亿千瓦,约占73.7%,其中火电装机中95%为煤电机组,2005年底,全国电力总装机规模达5.0亿千瓦。
根据我国“十一五”电力规划,“十一五”期间规划开工火电项目1.41亿千瓦,2010年发电装机容量达6.5亿千瓦左右,到2020年发电装机容量达9.5亿千瓦左右,其中煤电约6.05亿千瓦[4]。
专家预测,如果按照目前的排放情况,只控制SO2的排放,而不采取措施控制NOX的排放,预计到2010年NOX的排放量将达到850万吨左右,2015–2020年,NOX的排放将超过SO2的排放,成为电力行业第一大酸性气体污染物。
因此,控制火电厂NOX的排放对缓解我国NOX排放量不断增长的趋势有至关重要的作用。
1.3国内外氮氧化物烟气治理技术现状概述
烟气脱硝技术就是对燃烧后烟气中的NOX进行治理的技术,是NOX控制措施中最重要的方法,其工艺可分为干法和湿法。
1.3.1干法
(1)催化还原法(SCR)
选择性催化还原法(SCR)就是在固体催化剂存在下,利用各种还原性气体如H2、烃类、NH3与NOX反应使之转化为N2。
该技术始于20世纪80年代,主要应用于燃煤锅炉的烟气脱除NOX[5][6],[7]。
SCR技术的关键问题是催化剂的选择。
在汽车尾气的催化反应中[3],一般用CO作为还原剂,用Pt2Rh或Pd类作为催化剂,这些催化剂一般分布于整体式陶瓷的涂料表面。
刘赵穹[8]等人研究发现,在350℃、有SO2存在下,在Sn0.5Ti0.5O2催化剂上CO对NO的还原转化率接近100%,并由此提出了SO2+NO+CO反应的氧化还原反应机理。
但SCR技术也存在一些不足之处[5],如对管道设备的要求较高,造价昂贵、NH3加入量的控制容易出现误差,造成二次污染,仅适用于固定污染源的净化。
(2)选择性非催化还原法(SNCR)
选择性非催化还原(SNCR)是当前NOX治理中广泛采用且具有前途的技术之一。
SNCR通过注入NH3或尿素等还原剂在没有催化剂的情况下发生还原反应[8]。
选择性非催化还原(SelectiveNon-CatalyticReduction,SNCR)的工艺是向高温烟气中喷射氨或尿素等还原剂,将NOX还原成N2,其主要的化学反应与SCR法相同,一般可获得30%~50%的脱NOX率,所用的还原剂可以为氨、氨水和尿素等,也可添加一些增强剂,与尿素一起使用。
SNCR工艺不需要催化剂,旧设备改造量小,但氨液消耗量较SCR法多,目前国内基本不用此法。
(3)吸附法
吸附法是利用吸附剂对NOX的吸附量随温度或压力的变化而变化的原理,通过周期性地改变反应器内的温度或压力,来控制NOX的吸附和解吸,以达到将NOX从烟气中分离出来的目的。
吸附法属干法脱硝技术。
此法是利用多孔性固体吸附剂来净化含NOX废气的。
根据再生方式的不同,吸附法可分为变温吸附法和变压吸附法两种[9]。
变温吸附法脱硝研究较早,已有一些应用;
变压吸附法是最近研究开发的一种较新的脱硝技术,其主要技术特点是通过调节脱硝过程中系统压力来使压力始终处于最佳吸附状态。
变温吸附法主要技术特点是通过调节吸附系统温度,使系统温度始终处于最佳吸附温度范围内,尽可能提高脱除效率。
吸附法净化NOX废气的优点是:
净化效率高,不消耗化学物质,设备简单,操作方便。
缺点是:
吸附剂吸附容量小,吸附剂耗量和所需设备较大,需要再生处理;
过程为间歇操作,投资费用高,能耗大,故应用并不广泛[10]。
(4)电子束照射法(EB)和脉冲电晕法(PCDP)
电子束(electronbeam,EB)法的原理是利用电子加速器产生的高能电子束来直接照射待处理的气体,通过高能电子与气体中的氧分子及水分子接触碰撞,使之离解、电离,形成非平衡等离子体,其中所产生的大量活性粒子(如OH、O和HO2等)与污染物进行反应,使之氧化去除[11]。
高能电子产生的等离子体工艺是工业烟气中去除NOX的有效方法之一。
其优点是不产生废水,回收副产物NH4NO3可以用作氮肥加以利用,能同时脱除SO2和NOX且具有较高的脱除率。
脉冲电晕放电等离子技术(pulsecoronadischargeplasma,PCDP)的机理是利用电子的作用使气体分子激发、电离或者离解,产生强氧化性的自由基。
由于PCDP技术产生电子的方式与EB法截然不同,它是利用气体放电过程产生大量电子。
与电子束照射法相比,该法避免了电子加速器的使用,也无须辐射屏蔽,增强了技术的安全性和实用性。
综合化学方法和等离子体方法的优点,有学者研究采用了一种在等离子体发射场中加入催化剂的方法,来研究催化剂、等离子体共同作用下烟气中NOX的脱除情况。
该领域已开发出了一批适用于脱氮过程的催化剂,如TiO2、Al2O3颗粒催化剂、Al2O3负载贵金属型催化剂及分子筛催化剂等。
近年来有人提出了用高压脉冲电源代替电子加速器的脉冲放电等离子体烟气脱硫脱硝技术,陈伟华等[12]研究了利用脉冲放电等离子体装置,在添加丙烯作催化剂下的脱硫脱硝效果。
1.3.2湿法
(1)水吸收法
水吸收法是利用水来吸收烟气中的NOX的过程。
NOX在水中主要发生以下反应:
4NO2+O2+2H2O=4HNO3(1-1)
4NO+3O2+2H2O=4HNO3(1-2)
常温下水可以与NO2反应生成硝酸和NO,但是NO却不与水发生反应,它在水中的溶解度也很低。
因而在常压下水吸收法的效率并不高,特别不适用于燃烧废气脱硝,因为燃烧废气中NO占总NOX的95%[13]。
增加压力虽有助于吸收过程的进行,但需增加投资和能耗,通常不专门为常压或低压的NOX废气增设加压装置。
在硝酸工厂采用的所谓“强化吸收”或“延长吸收”法的实质也是水吸收法。
由于该法既能回收NOX增产硝酸,又可使出口尾气浓度达到排放标准,一度成为新建硝酸工厂用于尾气治理的主要方法。
(2)酸吸收法
酸吸收法有稀硝酸吸收法和浓硫酸吸收法。
NO在稀硝酸中的溶解度比在水中大得多,利用浓硫酸吸收NOX可生成亚硝基硫酸NOHSO4和混合硫酸因此可用稀硝酸来吸收NOX废气,分别主要发生以下反应:
NO+2HNO3→3NO2+H2O(1-3)
NO+HNO3+H2SO4→NOHSO4+NO2+H2O(1-4)
稀硝酸法中,NO在12%以上的硝酸中的溶解度比在水中大100倍[14],因此对NO含量较高的废气脱除效果很好。
该法可用于硝酸尾气的处理。
在硝酸尾气处理过程中,可以通过提高吸收压力、降低吸附温度、采用富氧氧化、控制余氧浓度等方法来提高NOX的脱除效率[15]。
浓硫酸法中,由于生成的亚硝基硫酸可用以浓缩稀硝酸,因此在采用硫酸吸收NOX的同时,又提浓了稀硝酸。
此法应用不多,只在用浓硫酸提浓硝酸以制取浓硝酸时可以考虑。
我国仅1968年以前个别工厂应用过,问题较多,现已基本不采用该种方法[16]。
(3)碱液吸收法
碱性溶液与NO2反应生成硝酸盐和亚硝酸盐,再与N2O3(NO+NO2)发生反应生成亚硝酸盐。
碱性溶液可以是钠、钾、镁、铵等离子的氢氧化物或弱酸盐溶液。
当用氨水吸收NO2时,挥发出的NH3在气相条件下与NOX和水蒸汽反应生成气相铵盐。
这些铵盐是0.1~10μm的气溶胶微粒,不易被水或碱液捕集,逃逸的铵盐形成白烟;
吸收液生成的NH4NO2也不稳定,当浓度较高、吸收热超过一定温度或溶pH值不合适时会发生剧烈分解甚至爆炸,因而限制了氨水吸收法的应用。
碱液吸收法的优点是能NOX回收为有销路的亚硝酸盐或硝酸盐产品,有一定经济效益。
工艺流程和设备也较简单。
缺点是吸收效率不高。
对NO2/NO的比例也有一定的限制。
碱液吸收法广泛用于我国常压法、全低压法硝酸尾气处理和其他场合的NOX碱液吸收法废气治理。
但该法在我国应用的技术水平不高,吸收后尾气浓度仍很高,常达(1000~8000)×
10-6之多,无法达到排放要求。
因此,我国碱液吸收法有待技术改造,以发挥它具有经济效益的优点,克服吸收效率低的缺点。
改造的途径:
一是有效控制废气中NOX的氧化度;
二是强化吸收操作,改进吸收设备和吸收条件[17]。
(4)氧化吸收法
吸收液中的NO除生成络合物外,无论在水中或碱液中都几乎不被吸收。
在低浓度下,NO的氧化速度是非常缓慢的,因此NO的氧化速度决定了脱除NOX的总速度。
为了加速NO的氧化,可以采用催化氧化和氧化剂直接进行氧化。
而氧化剂分为气相氧化剂和液相氧化剂。
气相氧化剂有O2、O3、Cl2和ClO2等;
液相氧化剂有HNO3、KMnO4、NaClO2、NaClO、H2O2、KBrO3、K2Br2O7、Na3CrO4、(NH4)2CrO7等。
此外,还有利用紫外线来氧化的。
NO的氧化常与碱液吸收法配合使用,即用催化氧化或氧化剂将尾气中的NO氧化后用碱液回收NOX。
硝酸氧化时成本较低,国内硝酸氧化——碱液吸收流程已用于工业生产,其他氧化剂因成本较高,因而国内很少采用[18]。
BalRajDeshwal等人[19]研究表明ClO2几乎可以实现100%NO的氧化和去除60%的NO2,同时它也不需要调解pH值。
任晓莉[20]等人对碱液吸收和活性炭吸附两级联合治理氮氧化物废气进行了实验研究,结果表明:
对于NOX进口浓度为7000~10000mg/m3的NOX废气,NOX的平均脱除率可以达到99%,出口浓度低于99mg/m3;
还进行了以硝酸溶液、双氧水溶液和高锰酸钾溶液为氧化剂湿法氧化碱吸收的实验研究,结果显示上述3种氧化剂都能显著提高NOX的脱除效率,其中以高锰酸钾溶液作氧化剂的脱除效果最好,其次是双氧水溶液。
(5)微生物法
微生物法净化氮氧化物有硝化和反硝化两种机理。
适宜的脱氮菌在有外加碳源的情况下,利用氮氧化物为氮源,将氮氧化物同化合成为有机氮化合物,成为脱氮菌菌体的一部分(即合成代谢),从而脱氮菌获得生长繁殖;
而异化反硝化作用(即分解代谢)则是将NOX最终还原成氮气。
因为NOX中NO2和NO溶解于水的能力差别较大,因此各自的净化机理也不相同。
在有氧条件下,NO也会被亚硝化细菌氧化成NO2-,进而被硝化细菌氧化成NO3-。
硝化细菌都是专性好氧自养型细菌,以氧为最终的电子受体,且大多数是严格化能无机营养型,只能氧化无机物获得能量,以CO2为碳源来合成细胞物质,不能以有机物为碳源。
通过挂膜,硝化菌或反硝化细菌附着在生物滤池或生物滴滤池的填料上,废气在增湿后进入生物滤床,通过滤层时,污染物从气相中转移到生物膜表面并被微生物净化。
其降解顺序可简化为:
NO3-→NO2-→NO→N2O→N2[21]。
微生物处理污染物是一自然过程,人类所研究的只是强化和优化该过程,主要是从强化传质和控制有利于转化反应过程的条件两方面着手:
利用细胞固定化技术,可提高单位体积内微生物浓度;
通过对温度、湿度及pH等环境因素的控制,可使微生物处于最佳生长状态,提高其对NOX的净化率;
通过选择合适的支撑材料可有效改善气流条件、增强传质能力等。
随着研究的不断深入,我们有理由相信该技术各方面将会得到较为全面的发展[22]!
(6)液相还原吸收法
液相还原吸收法是利用液相还原剂将NOX还原为N2,即所谓的湿式分解法。
常用的还原剂有亚硫酸盐、硫化物、硫代硫酸盐、尿素水溶液等。
液相还原剂与NO的反应并不生成N2而是生成N2O,而且反应速度也不快。
因此,液相还原法必须要预先将NO氧化为NO2或N2O3。
随着NOX氧化度的提高,还原吸收率将增加。
由于还原吸收是将NOX还原为无用的N2,因此,为了有效地脱除NOX,对于高浓度NOX废气,一般先采用碱液或稀硝酸吸收,然后再用还原法作为补充净化手段[23]。
下面以尿素法吸收NOX予以举例说明。
尿素法净化烟气工艺由俄罗斯门捷列夫化学工艺学院等单位联合开发,可同时去除SO2和NOX,SO2的脱除率近100%,NOX脱除率>
95%。
此工艺采用的吸收液pH为5-9,对设备无腐蚀作用,SO2、NOX的脱除率与烟气中NOX、SO2的浓度无关,尾气可直接排放,吸收液经处理后可回收硫酸铵。
尿素是一种较强的还原剂,在酸性条件下可较快的将亚硝酸还原为氮气;
尿素吸收氮氧化物过程是放热反应,氮氧化物的浓度愈高吸收液温升也愈快,温度低有利于吸收。
氮氧化物浓度高,吸收率亦高,因此,相对来说适用于处理纯氮氧化物。
尿素溶液脱除NOX的机理如下:
NO(g)+NO2(g)+(NH2)2CO(l)=2H2O(l)+CO2(g)+2N2(g)(1-5)
由上式可知,尿素与NOX反应生成CO2、H2O和N2,反应产物无污染,NOX的去除率受空塔线速大小,气液接触时间的长短影响不大,空塔线速在2.91~6.77m/s,停留时间在4.6~9.6的范围内也能使NOX的去除率稳定在90%左右,适合于废气排放量不均匀的工况。
治理反应基本在常温下进行且反应速度相当快,在废气与尿素溶液接触的瞬间完成,治理反应发生时废气必须通过分布器经过充分的破泡以便与液体增大接触机会发生反应。
小型实验表明气泡被破的越细越碎其治理效果越好。
由于反应气和生成气的大量气泡产生,使反应床层体积膨胀为原尿素溶液体积的2倍以上[24]。
此外,也有学者[25]对尿素溶液中添加高锰酸钾、石灰石、生石灰等进行过研究,并取得了较好效果。
实验室中尿素法脱硝实验装置见图1:
图1:
实验室中尿素法脱硝实验装置
工业上常见尿素脱硝工艺流程见图2
图2:
工业上尿素脱硝工艺流程
(7)液相络合吸收法
这是一种利用液相络合剂直接同NO反应的方法。
由于NO基本不溶于水,国际上最常用的湿法脱硫装置中,脱硫的同时无法将NO去除。
因此,对于处理主要含有NO的NOX的烟气具有特别意义。
NO生成的络合物在加热时又重新放出NO,从而使NO得以富集回收。
目前研究过的NO络合吸收剂有FeSO4、Fe(Ⅱ)-EDTA和Fe(Ⅱ)-EDTA-Na2SO3等[25]。
在实验装置上,络合法对NO的脱除率可达90%,但在工业应用上很难达到这样的脱除率。
PeterHarriott等人在中试规模中达到了10%~60%的NO脱除率。
液相络合吸收法目前未见工业化报道,主要问题是为回收NOX必须选用不使Fe(Ⅱ)氧化的惰性气体将NOX吹出,而且络合反应速度也有待进一步提高[26]。
当前对于湿法治理NOX的技术,主要是研究吸收剂的改进,李鹏等人[27]介绍了一种新型强化传质吸收设备,旋转填料床,利用高速旋转的填料产生的强大离心力或超重提高液体与气体接触,强化传递过程,以提高NOX的脱除效率。
常见实验装置如图3所示:
1氮气瓶;
2NO钢瓶;
3空气压缩机;
4流量计;
5气体混合器;
6搅拌反应器;
7反应器控制箱;
8氨吸收瓶;
9流量控制阀;
1042CNO-NO2-NOx分析仪
图3:
液相络合吸收法脱氮的主要工艺流程
1.4本研究内容、目的及意义
我国早期大气污染控制和治理的重点是烟气除尘和烟气脱硫技术,随着SO2的成功治理,NOX可能成为酸雨形成的主要来源,因此控制NOx的排放显得尤为重要,今后大气污染控制的一个重要发展方向是烟气脱硝。
目前,有学者对烟气联合脱硫脱硝进行了研究,并取得了一定的成果。
本文在前人研究的基础上,对尿素法脱硫脱硝热力学进行分析,了解反应进行的限度,为实验室研究提供理论基础;
重点考察操作参数对尿素法脱硝的影响规律,从而优化操作条件:
在此基础上,研究不同添加剂种类和添加浓度对尿素法脱硝的影响,从中筛选合理经济的添加剂,并对添加剂的作用机理进行分析;
最后进行尿素湿法联合脱硫脱硝的中试试验,进一步摸索工艺条件,根据中试试验的数据进行烟气脱硫脱硝成本分析。
本文主要侧重于是对尿素法脱硝过程中尿素浓度、吸收液温度、吸收液PH、进气浓度等对脱硝效率有重要影响的操作参数的研究,其目的是开发新型尿素湿法烟气脱硝工艺,为工业优化和放大提供参考。
第2章实验材料及基本流程
2.1实验药品及仪器
实验室所需的模拟烟气是用空气、1.03%的NO气体按一定的比例配制而成。
化学试剂见表2-1
表2-1实验主要化学试剂表
序号
药品名称
规格
生产厂家
1
2
3
4
5
6
7
8
9
冰乙酸
高锰
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