挥发性有机物处理新技术的研究.pdf

挥发性有机物处理新技术的研究 * 吴祖良 1， 2 谢德援 1 陆豪 1， 2 高翔 2 骆仲泱 2 岑可法 2 1. 浙江工商大学环境科学与工程学院， 杭州 310012;2. 浙江大学能源清洁利用国家重点实验室， 杭州 310027 摘要 随着 VOCs 处理要求的不断提高， 新型的 VOCs 处理技术日益受到关注。详细分析了生物法、 光催化氧化法以及 等离子体催化氧化法 VOCs 处理新技术的研究进展。高效微生物的筛选、 新型生物填充材料的研究使生物法 VOCs 处 理更加实用; 光催化剂的表面改性有助于防止催化剂钝化， 保证光催化系统的长期稳定运行; 等离子体催化氧化 VOCs 过程中能耗的降低以及副产物的控制将是下一步研究的重点。 关键词 VOCs; 生物降解; 光催化; 等离子体 THE STUDY ON NEW TREATMENT TECHNOLOGY OF VOCs Wu Zuliang1， 2Xie Deyuan1Lu Hao1， 2Gao Xiang2Luo Zhongyang2Cen Kefa2 1. College of Environmental Science and Engineering，Zhejiang Gongshang University，Hangzhou 310012，China; 2. State Key Laboratory of Clean Energy Utilization of Zhejiang University，Hangzhou 310027，China AbstractThe new treatment technology of VOCs was gaining more and more concern with the increasing demand on VOCs treatment． It was analyzed biological decomposition，photocatalysis and plasma treatment technology of VOCs in detail， respectively． The study on selecting high efficiency microbe and new type of biological stuffing materials can make the biological decomposition more available． Surface modification of photocatalyst helps to prevent the catalyst desactivation and ensure the system stationary in long term． During the process of VOCs treatment using plasma synergy catalyst，how to reduce the energy consumption and control the by-product will be the next key point． KeywordsVOCs;biological decomposition;photocatalysis;plasma * 国 家 自 然 科 学 基 金 项 目 51106138 ;浙 江 省 自 然 科 学 基 金 Z5100294; Y5100309 ;浙 江 省 公 益 性 技 术 应 用 研 究 项 目 2010C33059 。 0引言 挥发性有机污染物 VOCs 被视为继粉尘之后的 第二类量大面广的大气污染物 ［1］。按其组成和特性 大致可分为六类 碳氢化合物、 脂族氧化物、 含氮有机 物、 有机卤化物、 有机硫化物和含氯有机化合物 ［2］， 具体如表 1 所示。VOCs 来源广泛， 主要有 1 固定 源， 石油化工、 制药、 涂料生产等行业排放的废气; 2 移动源， 汽车等交通工具排放的尾气; 3 家庭排放的 油烟。 虽然大气中人为排放的 VOCs 仅占全球废气总 排放量的 15 左右 ［3］， 但由于大多数的 VOCs 有毒， 甚至具有强致癌性， 给人体健康带来巨大威胁。另 外， VOCs 的排放导致臭氧层破坏， 温室效应加剧， 并 可引起光化学烟雾， 也对生态环境造成了不可估量的 损害。因此， 近年来 VOCs 的治理要求不断提高， 传 统的吸附、 冷凝、 燃烧等方法已不适应目前无害化的 处理要求。而随着生物技术、 催化技术和等离子体技 术等新兴技术的蓬勃发展， 这些技术在 VOCs 治理领 域的应用逐步受到关注， 成为新的研究热点。本文针 对新型的 VOCs 处理技术， 重点就生物技术、 光催化 技术及等离子体技术在 VOCs 治理领域的研究进展 进行了较为详细的分析， 并提出下一步研究的重点。 表 1代表性的 VOCs 类别VOCs 脂肪类碳氢化合物丁烷、 戊烷、 正己烷、 庚烷 芳香类碳氢化合物苯、 甲苯、 二甲苯、 苯乙烯 氯化物碳氢化合物二氯甲烷、 三氯甲烷、 三氯乙烷、 二氯乙烯、 四 氯乙烯、 四氯化碳 酮、 醛、 醇、 多元醇丙酮、 丁酮、 环己酮、 甲醛 酯、 酸类化合物乙酸乙酯、 乙酸丁酯、 乙酸 胺、 腈类化合物二甲基甲酰胺、 丙烯腈 其他氯氟碳化物 CFCs 、 氯氟烃、 甲基溴 67 环境工程 2012 年 6 月第 30 卷第 3 期 1生物法处理法 生物法处理 VOCs 是利用微生物的新陈代谢对 多种有机物进行生物降解。目前生物处理的主要方 式有生物洗涤塔、 生物过滤池和生物滴滤塔 ［4］。这 三种工艺的主要性能比较如表 2 所示 ［5］。 表 2生物处理工艺的性能比较 工艺设备操作外加营养投资运行费填料及比表面积液相与生物相VOC 去除率控制适用范围 生物洗涤器多简单需较高小， 不易堵均循环流动， 生物呈 悬浮态 高较易不 适 宜 处 理 微 溶 化合物 生物滤池少简单否低小， 易堵只有水相动高较难广， 基质浓度高 生物滴滤塔少简单否较高小， 不易堵均循环流动高不 适 宜 处 理 水 溶 性差的化合物 1. 1生物洗涤塔 生物洗涤装置是由吸收室和再生池构成。生物 悬浮液在吸收室将废气中的污染物和氧转入液相。 如果污染物的浓度较低， 水溶性较高， 就被带入再生 池 活性污泥 。在活性污泥中， 污染物经过微生物 的新陈代谢， 最终被降解脱除。生物洗涤法中的液相 带有悬浮微生物 是流动的， 在吸收室和再生池内 连续循环。德国开发的二级洗涤脱臭装置， 臭气浓度 可从 2 100 mg/L 降低到 50 mg/L［6］。洗涤塔中气液 相的接触方法除液相喷淋外， 还可采用气相鼓泡。如 果气相的阻力较大， 则用喷淋法; 反之， 如果液相阻力 较大， 则用鼓泡法 ［7］。日本某污水处理厂用恶臭气 体作为曝气送入曝气槽， 实现废水和废气的同时处 理， 取得了 99 的脱臭效果 ［8］。 1. 2生物过滤池 生物过滤池是通过附着在填料床上微生物的新 陈代谢， 将废气中有害成分氧化分解成 CO2、 H2O、 NO- 3和 SO 2- 4 等无害物质。任何能够吸附气体化合物 并支持微生物生长的多孔材料都可作为生物滤池的 填充材料 ［9］。而在实际应用中， 最常用的填充材料 是煤泥、 堆肥、 木材和土壤。最初， 生物过滤池主要用 于去除气体中的臭气及无机物质 如 NH3、 H2S ， 而 后逐步扩展到对 VOCs 的去除 ［10］。生物过滤池的去 除效率很大程度上依靠微生物的活性， 且受到多种环 境因素的影响， 如水分、 温度、 pH 值、 VOCs 进料速度 及种类等 ［10］。Cox 等［11］以珍珠岩为填料， 采用驯化 筛选后的真菌降解苯乙烯， 气体浓度 800 mg/m3 ， 流 量为 43 L/h， 处理效率高达 99 。生物滤池中微生 物的种类对 VOCs 的去除也有一定的影响 ［12］。与细 菌相比， 真菌更能忍耐低含水量的条件， 并可在中性 或是酸性的条件下生长。不过丝状真菌的生长容易 堵塞管道， 使反应器的性能下降。此外具有致病性的 真菌对环境的影响， 有待深入的研究。 1. 3生物滴滤塔 生物滴滤塔通常由不含生物质的惰性填料床组 成， 其顶部设有喷淋装置， 用以控制滤床的温度， 而且 还能在喷淋液中加入营养液和缓冲物质创造适宜微生 物生长繁殖的环境。与生物过滤池相比， 生物滴滤塔 具有更低的压降和更好的营养控制。目前生物滴滤塔 的研究还处于半工业化的试验阶段 ［13］。从以往的研 究来看， 生物滴滤塔能够在相对较低的空床停留时间 EBRT 下有效去除高浓度的 H2S， 但对 VOCs 去除的 研究较少。Oh 和 Bartha［14］首次报道了在实验室规模 下利用滴滤塔去除硝基苯的情况。他们将城市污泥固 定于珍珠岩填料上， 得到了稳定的微生物基团， 经过驯 化培养， 在废气进料浓度为 100 ～ 300 mg/m3， EBRT 为 21 s 时， 硝基苯的去除率达到了 80 ～ 90 。影响生 物滴滤塔性能的因素较多， VOCs 的进料浓度、 气体流 速、 EBRT 等 ［15］。目前对生物滴滤塔的研究大多针对 一种 VOCs 且在持续进料的状态下进行。而在实际的 应用中， VOCs 的成分和浓度则会随时间而发生变 化 ［16］， 所以微生物在间歇进料的情况下对 VOCs 的去 除需要进一步探索。微生物的种类对生物滴滤塔的性 能也具有重要的作用， 主要微生物有细菌、 放线菌和真 菌。在生物滴滤塔中污染物的降解主要是由于细菌的 作用。不过， Weber 等 ［17］发现真菌也对 VOCs 的降解 具有重要的意义。在相同的实验条件下对两个生物滴 滤塔分别接种细菌和真菌， 结果发现接种真菌的滴滤 塔对甲苯的去除效率更佳。 目前， 困扰生物滴滤塔发展的主要是填料的堵塞 问题。为了强化生物滴滤塔去除污染物的能力， 需要 持续补充矿物质营养液来维持菌种成长的活性。但 是， 若未采取措施来控制生物量的积累程度， 则可能 出现填料堵塞的现象。防止堵塞的措施可以用水反 77 环境工程 2012 年 6 月第 30 卷第 3 期 冲洗填料床或是利用化学方法清除过多的生物量 等 ［18］， 但都有局限性。因此， 如何在不影响系统对污 染物去除效率的前提下控制生物量的积累， 防止堵塞 在今后有待进一步的研究。 2光催化氧化法 光催化氧化 VOCs 技术是具有广阔应用前景的 空气净化技术 ［19］， 其能够在低温及紫外光照射的条 件下， 在 TiO2表面将有机物氧化成 CO2和 H2O。自 1972 年利用 TiO2光催化降解水中污染物的研究以 来 ［20］， 光催化氧化降解水中及气体中污染物的研究 得到了广泛的关注 ［21］。光催化性能的影响因素较 多， 主要有气体流速、 氧浓度、 湿度、 光照强度、 负载催 化剂等。Wang 等 ［22］在研究中发现， 在气体流速低于 300 mL/min时， 反应速率随着 流速 的 增 加而 增加。 当气体流速高于 300 mL/min 时， 反应速率则受流速 的影响不大。在整个反应过程中， 氧气起到了捕获电 子的作用。由于 TiO2在光照下激发产生了电子 － 空 穴对， 吸附于 TiO2表面的氧气能够与电子结合形成 O － 2 ， 降低了电子空穴重组的可能性， 从而能够持续的 产生自由基。因此， 当氧的体积浓度低于 10 时， 光 催化氧化反应的速率能够随氧气浓度的增加而增加。 而在反应器中湿度的增加在一定程度上会抑制反应 的速率。TiO2可与水分子结合在其表面形成 OH － ， 而 OH － 可通过 H 键或是共价键与其他分子结合。在 光催化氧化 TCE 的反应中， TCE 是通过 H 键或是共 价键吸附在 TiO2表面。水分子也可以通过 H 键或是 共价键吸附在 TiO2的表面， 因此与 TCE 形成了竞争 的关系， 从而抑制了 TCE 的反应速率。在 Hussain 等 ［23］的实验中， 考察了温度对反应的影响。当温度 由室温升高到 35℃ 时， 反应器对乙烯的转化率随之 增加。但当温度达到 80℃ 时， 转化率则有所下降。 这主要由于温度上升后， 所增加的反应动力与降低的 吸附性能共同作用的结果。 光催化氧化对有机物的去除效率并不高， 一定程 度上限制了其产业化应用 ［24］。因此有研究希望通过 改变光催化剂的表面性能来解决这个难题。在 TiO2 中掺杂非金属物质， 如 C［25］、 N［26］、 S［27］等， 结果显示 该方法能在可见光范围内较大程度的提高催化剂的 光敏作用。对于这些掺杂有阴离子的 TiO2光催化 剂， 所掺杂的物质在 TiO2表面代替了氧气的作用， 使 带隙能缩小， 从而能够吸收更宽范围的可见光; 另外， 在 TiO2中掺杂过渡金属， 如 Fe， Pd 和 Pt， 也可以使光 催化剂吸收可见光。不过， 这种处理方式可能会使光 催化活性降低 ［27］。因为在 TiO 2中掺杂金属后会提 高其捕获电子的能力， 但抑制光照过程中电子 － 空穴 的重组; 近年来， 也有合成纳米结构的 TiO2-SiO2颗粒 来对 TiO2进行改性的研究。在 Zou 等［28］实验中发 现， 通过溶胶凝胶方法合成的 TiO2-SiO2颗粒所具有 的比表面积在 274. 1 ～ 421. 1 m2/g， 而普通的 Degussa P25 TiO2的比表面积只有 50 m2/g 左右。TiO2-SiO2 颗粒具有很高的吸附能力， 在光催化氧化中对吸附及 光催化反 应 起到 了 协同 作 用， 提 高 了 反 应 器 的 去 除效率。 光催化反应器运行一段时期后， 催化剂会发生钝 化的现象。这主要是由于光催化氧化过程中产生的 中间副产物覆盖在催化剂表面的缘故。Cao 等 ［29］在 研究光催化氧化甲苯时发现， 由于中间产物 如苯甲 醛、 苯甲酸 的产生， TiO2的催化活性明显下降。 3等离子体催化氧化法 等离子体按其粒子的温度， 可分为热平衡等离子 体和非热平衡等离子体， 在环保领域应用的等离子体 多属于非热平衡等离子体。利用这些高能高活性的粒 子， 与 VOCs 分子发生碰撞， 破坏其结构， 并发生一系 列的自由基反应， 使其最终降解成为 CO2和 H2O 等无 害物质 ［30］。不过， 单纯的非热平衡等离子体对 VOCs 的脱除效率和能量利用率并不高， 而且在降解过程中 可能会产生有害副产物， 造成二次污染。为此， 为了克 服单独非热平衡等离子体 VOCs 处理技术的缺陷， 不 少研究者将非热平衡等离子体和化学催化组合起来处 理 VOCs， 研究表明脱除率、 能量利用率和 CO2选择率 都有显著提高。在非热平衡等离子体催化反应过程 中， 根据催化剂在反应器的所在位置， 可分为两个基本 系统 1 一段式， 催化剂置于放电区域内部 In-Plasma Catalysis，IPC 。2 两段式， 催化剂置于放电区域的后 部 Post Plasma Catalysis，PPC ［31］。 非热平衡等离子体组合催化剂能够产生有利于 污染物脱除的物理化学变化， 发生协同作用。因此， 非热平衡等离子体与催化剂协同过程中的物理化学 作用的原理受到了广泛的关注。IPC 反应器中等离 子体与催化剂在同一个区域， 影响过程比较复杂， 一 般的研究主要是从两个方面进行 1 催化剂对等离 子体放电过程物化性能的影响。2 等离子体放电过 程对催化性能的影响。催化剂置于等离子体放电区 域会促进放电过程的发展， 有助于短寿命活性物质的 87 环境工程 2012 年 6 月第 30 卷第 3 期 产生。如 Hensel［32］和 Holzer［33］在实验中发现， 多孔催 化剂的孔隙内部可以产生微放电现象， 使等离子体反 应器中的能量密度增加。这是由于在等离子体放电区 域中填充了催化剂颗粒， 相邻颗粒间的接触点距离缩 短， 因此改变了放电区域的电场分布情况， 致使局部的 电场强度迅速增加。另一方面， 放电过程会强化催化 剂内部活性成分的分布和产生。Zhang 等 ［34］利用等离 子体法制备 Pt/NaZSM- 5 催化剂中发现， 用传统方法制 备 0. 1 wt Pt/NaZSM- 5 的催化剂在低于 673 K 的温 度时， 显示不出催化活性。而经等离子体法处理的催 化剂， 在相同的实验条件下， 其催化活性显著提高。 而在 PPC 反应系统中， 非热平衡等离子体过程具 有两个重要的作用， 即对 VOCs 分子进行直接转化以 及放电产生的长寿命活性物质和催化剂的协同作用。 前者是通过高能高活性物质直接破坏污染物的化学结 构， 将其转化为小分子物质。当这些小分子物质进入 置于后段的催化剂反应器时， 能较容易的被催化剂氧 化成 CO2和 H2O 等无害的物质。在催化剂反应器中， 等离子体过程产生的 O3能在催化剂表面分解生成具 有高氧化性的 O 自由基， 有助于污染物的深度氧化。 从目前的研究情况来看， IPC 系统中的能量效率 较 PPC 的高。不过， IPC 反应系统在反应过程中会出 现积炭的现象， 致使催化剂逐渐钝化， 影响系统的长 期运行。因此， 今后还需重点研究在反应器长时间运 行的过程中如何保证反应系统的催化活性， 并对 PPC 反应系统的性能进行优化。 4总结 本文分析了生物处理技术、 光催化技术及等离子 体催化技术在 VOCs 处理领域的研究进展。这些技 术虽然还不是很成熟， 很多技术环节仍需要进一步研 究， 但已经显示出良好的应用前景。生物法与传统工 艺相比具有投资少、 运行费用低、 操作简单等特点， 是 最有希望代替燃烧法和吸附法的新型技术; 光催化氧 化法可在室温的条件下利用紫外光降解有机污染物， 将其转化为 CO2和 H2O， 是室内空气净化中最受关 注的技术; 而非热平衡等离子体与催化相结合， 大大 提高 了 VOCs 的 脱 除 效 率 和 能 量 效 率， 是 新 型 的 VOCs 无害化处理技术。但是要实现大规模应用， 今 后还需从以下几个方面进行深入研究 1 寻找新型 的生 物 填 充 材 料， 更 好 的 解 决 填 料 的 堵 塞 问 题。 2 对光催化剂的表面进行改性， 防止催化剂产生钝 化， 保证系统长时间稳定运行。3 等离子体催化性 能的提升及副产物的有效控制， 并降低能耗。 参考文献 ［1］吴祖良， 周勇平， 高 翔， 等． 放 电 等 离 子 体 处 理 VOCs 的 研 究 ［J］． 电站系统工程，2003，19 4 7- 10. ［2］闫勇． 有机废气中 VOC 的回收方法［J］． 化工环保， 1997 17 117- 128. ［3］侯宝利． 低温等离子体-催化协同净化甲苯的研究［D］． 武汉 华中科技大学， 2006. ［4 ］Leson G， Winer A M． Biofiltration An innovative air pollution control technology for VOC emissions［J］． Journal of Air Waste Manage Assoc， 1991， 41 1045- 1054. ［5］王丽燕， 王爱杰， 任南琪． 有机废气 VOC 生物处理研究现状 与发展趋势［J］． 哈尔滨工业大学学报， 2004， 36 6 732- 735. ［6］Xu J W． The study on biological treatment of odor pollutants ［J］． Shanghai Environmental Sciences， 1993， 12 11 33- 37. ［7］孙佩石． 生物法净化废气中低浓度挥发性有机物的过程机理 研究［J］． 中国环境科学， 1997， 17 6 545- 549. ［8］苑宏英． 生物净化挥发性有机化合物 VOCs 的研究进展［J］． 安全与环境学报， 2004 4 1- 4. ［9］Yoon I K， Park C H． Effects of gas flow rate， inlet concentration and temperature on biofiltration of volatile organic compounds in a peat- packed biofilter［J］． Journal of Bioscience and Bioengineering， 2002， 93 165- 169. ［ 10］Wu G， Chabot C， Caron J J， et al． Biological elimination of volatile organic compounds from waste gases in a biofilter［J］． Water Air and Soil Pollution， 1998， 101 69- 78. ［ 11］Cox H H J， Houtman J H M， Doddema H J， et al． Enrich of fungi and degradation of styrene in biofilter［J］． Biotech Letters， l993 15 737- 742. ［ 12］Kennes C， Veiga M C． Fungal biocatalysts in the biofiltration of VOC-polluted air ［J］． JournalofBiotechnology，2004，113 305- 319. ［ 13］Iranpour R， Cox H H J， Deshusses M A， et al． Literature review of air pollution control biofilters and biotrickling filters for odor and volatile organic compound removal［J］． Environmental Progress， 2005， 24 254- 267. ［14］Oh Y S， Bartha R． Removal of nitrobenzene vapors by a trickling air biofilter［J］． Journal of Industrial Microbiology ＆ Biotechnology， 1997， 18 293- 296. ［ 15］Moussavi G， Mohseni M． The treatment of waste air containing phenol vapors in biotrickling filter［J］． Chemosphere， 2008， 72 1649- 1654. ［ 16］Sempere F，GabaldonC，Martinez-SoriaV，etal． Perance uation of a biotrickling filter treating a mixture of oxygenated VOCs during intermittent loading［J］． Chemosphere， 2008， 73 1533- 1539. ［ 17］Weber F J， Hartmans S． Prevention of clogging in a biological trickle-bed reactor removing toluene from contaminated air［J］． Biotechnol Bioeng， 1996， 50 91- 97. 97 环境工程 2012 年 6 月第 30 卷第 3 期 ［ 18］霍丹群， 王永忠， 侯长军． 生物滴滤床废气净化技术及 应用 ［J］． 环境污染治理技术与设备， 2004 5 1- 5. ［ 19］Kumar S， Fedorov A G， Gole J L． Photodegradation of ethylene usingvisiblelightresponsivesurfacespreparedfromtitania nanoparticle slurries［J］． Appl Catal B Environ， 2005， 57 93- 107. ［ 20］Fujishima A， Honda K． Electrochemical photolysis of water at a semiconductor electrode［J］． Nature， 1972， 238 37- 38. ［ 21］Tseng T K， Lin Y S， Chen Y J， et al． A Review of Photocatalysts Prepared by Sol-Gel for VOCs Removal［J］． International Journal of Molecular Sciences， 2010 11 2336- 2361. ［ 22］Wang K H，Tsai H H，Hsieh Y H． A study of photocatalytic degradationoftrichloroethyleneinvaporphaseonTiO2 photocatalyst［J］． Chemosphere， 1998， 36 2763- 2773. ［ 23］Hussain M， Russo N， Saracco G． Photocatalytic abatement of VOCs by novel optimized TiO2nanoparticles［J］． Chemical Engineering Journal， 2011， 166 138- 149. ［ 24］Sakthivel S， Kisch H． Daylight photocatalysis by carbon-modified titanium dioxide［J］． Angew Chem Int Edit， 2003， 42 4908- 4911. ［ 25］Asahi R， Morikawa T， Ohwaki T， et al． Visible Light Photocatalysis in Nitrogen Doped Titanium Oxides［J］． Science， 2001，293 269- 271. ［ 26］Li X， Xiong R C， Wei G． S-N co-doped TiO2photocatalysts with visible light activity prepared by sol gel ［J］． Catal Lett， 2008， 125 104- 109. ［ 27］Dvoranov D， Brezov V， Maz M， et al． Investigations of metal doped titanium dioxide photocatalysts［J］． Appl Catal B，2002，37 91- 105. ［ 28］Zou L D， Luo YG，Hooper M，et al． Removal of VOCs by photocatalysisprocessusingadsorptionenhancedTiO2-SiO2 catalyst［J］． Chemical Engineering and Processing，2006，45 959- 964. ［ 29］Cao L， Gao Z， Suib S L， et al． Photocatalytic oxidation of toluene on nanoscale TiO2catalysts Studies of deactivation and regeneration ［J］． J Catal， 2000， 196 253- 261. ［ 30］Van D J，Dewulf J， Leys C， et al． Combining non-thermal plasma with heterogeneous catalysis in waste gas treatment A review［J］． Appl Catal， B 2008， 78 324- 333. ［ 31］Chen H L， Lee H M， Chen S H， et al． Removal of volatile organic compounds by single stage and two stage plasma catalysis systems A review of the perance enhancement mechanisms， Current status， and suitable applications［J］． Environ Sci Technol， 2009， 43 2216- 2227. ［ 32］Hense K， Katsura S， Mizuno A， et al． DC microdischarges inside porous ceramics［J］． IEEE Transactions Plasma Science， 2005， 33 574- 575. ［ 33］Holzer F， Kopinke F D ，Roland U ． Influence of ferroelectric materials and catalysts on the perance of non thermal plasma NTPfor the removal of air pollutants［J］． Plasma Chem Plasma Process， 2005， 25 595- 611. ［ 34］Zhang Y P， Ma P S， Zhu X L， et al． A novel plasma-treated Pt/ NaZSM- 5 catalyst for NO reduction by methane［J］． Catalysis Communications， 2004 5 35- 39. 作者通信处吴祖良310012浙江省杭州市教工路 198 号浙江 工商大学环境科学与工程学院 电话 0571 88071024- 7004 E- mailwuzlchenxp hotmail． com 2011 － 10 － 14 櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅 收稿 上接第 58 页 1 号3 号转炉年回收煤气 2 127 138 GJ， 折合 为 2 127 138 0. 03418 72 706 tce ; 按 600 元 /t 的 原煤价格计算， 年回收煤气创造的直接经济效益为 72 706 600 4 362. 34 万元。 5结语 1997 年 12 月生效的京都议定书 规定 在 2008 年至 2012 年间， 全球主要工业国家的工业二氧化碳 排放量比 1990 年的排放量平均要低 5. 2 ， 我国于 1998 年 5 月 29 日正式加京都议定书 ; 在“十二五” 规划也提出了“大幅降低能源消耗强度和二氧化碳 排放强度作为约 束性指 标， 有 效 控 制 温 室 气 体 排 放” 、 “大力发展循环经济” 的明确要求， 以负责的态 度对降低温室气体排放量作出了承诺。 攀钢提钒炼钢厂积极响应国家节能减排要求， 持 续加大余热余能利用力度， 吨钢综合能耗不断降低， 为实现“高产出、 低消耗” 的可持续发展奠定了坚实 的基础。 参考文献 ［1］韩志强， 黄卫国， 陈媛． 攀钢炼钢厂除尘技术改造思路及效果 ［J］． 环境工程， 2011， 29 3 53- 57． ［2］张 殿 印， 张 学 义． 除 尘 技 术 手 册［M］． 北 京 冶 金 工 业 出 版 社， 2002． ［3］冶金工业部建设协调司， 中国冶金建设协会． 钢铁企业采暖通 风设计手册［M］． 北京 冶金工业出版社， 1996． ［4］刘扬程． 冶金企业煤气的生产与利用［M］． 北京 冶金工业部钢 铁司， 1987． 作者通信处袁宏伟617062四川省攀枝花市东区攀钢提钒炼钢 厂综合室 2011 － 11 － 02 收稿 08 环境工程 2012 年 6 月第 30 卷第 3 期