环境科学  2019, Vol. 40 Issue (1): 143-148   PDF    
引用本文
任美慧, 樊芸, 王胜, 许亮, 张宁, 张雪萍, 陈吉平, 张海军. SCR装置对焦炉煤气燃烧废气中PCDD/Fs、PCBs和PCNs的协同脱除[J]. 环境科学, 2019, 40(1): 143-148.
REN Mei-hui, FAN Yun, WANG Sheng, XU Liang, ZHANG Ning, ZHANG Xue-ping, CHEN Ji-ping, ZHANG Hai-jun. Simultaneous Removal of Polychlorinated Dibenzo-p-dioxins/dibenzofurans, Polychlorinated Biphenyls, and Polychlorinated Naphthalenes From Flues Gases From Coke Gas Burning Using Selective Catalytic Reduction Equipment[J]. Environmental Science, 2019, 40(1): 143-148.
SCR装置对焦炉煤气燃烧废气中PCDD/Fs、PCBs和PCNs的协同脱除
任美慧1,2, 樊芸1, 王胜1, 许亮3, 张宁1, 张雪萍1, 陈吉平1, 张海军1     
1. 中国科学院大连化学物理研究所, 大连 116023;
2. 中国科学院大学, 北京 100049;
3. 天津市生态环境监测中心, 天津 300191
收稿日期: 2018-06-07; 修订日期: 2018-07-04
基金项目: 中国科学院大连化学物理研究所科研创新基金项目（DICPZZBS201601）；国家自然科学基金项目（21507132，21777159）；国家重点基础研究发展规划（973）项目（2015CB453100）
作者简介: 任美慧(1992~), 女, 博士研究生, 主要研究方向为持久性有机污染物分析方法及污染控制技术, E-mail:mhren@dicp.ac.cn
通信作者: 许亮, E-mail:temc@sina.com; 张海军, E-mail:hjzhang@dicp.ac.cn
摘要: 研究了某大型焦化厂的选择性催化还原（SCR）装置对焦炉煤气燃烧废气中典型非故意产生持久性有机污染物（UP-POPs）的脱除效果，对SCR装置入口和出口废气和SCR装置降尘中二（口恶）英（PCDD/Fs）、多氯联苯（PCBs）和多氯萘（PCNs）的全部异构体进行了分析.结果表明，SCR装置对总PCDD/Fs的脱除效率最高，为94.6%，对总PCBs和总PCNs的脱除率分别为74.7%和78.4%.SCR装置入口和出口废气中UP-POPs同系物的分布模式明显不同，入口处以高氯取代为主，出口处以低氯取代为主.SCR装置对高氯取代UP-POPs有更好的脱除效果.催化还原和催化氧化降解同时发生是SCR装置脱除废气中UP-POPs的重要机制.
关键词: 持久性有机污染物(POPs)      二(口恶)英      多氯联苯      多氯萘      选择性催化还原(SCR)      脱除     
Simultaneous Removal of Polychlorinated Dibenzo-p-dioxins/dibenzofurans, Polychlorinated Biphenyls, and Polychlorinated Naphthalenes From Flues Gases From Coke Gas Burning Using Selective Catalytic Reduction Equipment
REN Mei-hui1,2 , FAN Yun1 , WANG Sheng1 , XU Liang3 , ZHANG Ning1 , ZHANG Xue-ping1 , CHEN Ji-ping1 , ZHANG Hai-jun1     
1. Dalian Institute of Chemical Physics, Chinese Academy of Sciences, Dalian 116023, China;
2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China;
3. Tianjin Eco-Environmental Monitoring Center, Tianjin 300191, China
Abstract: The removal efficiencies of typical unintentionally produced persistent organic pollutants (UP-POPs) from flues gases from coke gas burning were obtained using selective catalytic reduction (SCR) equipment installed in a large coking plant. The total congeners of polychlorinated dibenzo-p-dioxins/dibenzofurans (PCDD/Fs), polychlorinated biphenyls (PCBs), and polychlorinated naphthalenes (PCNs) in the flue gases at the inlet and outlet of the SCR equipment and the dustfall were analyzed. The results show that the removal efficiency of the total PCDD/Fs was the highest (94.6%). The removal efficiencies of total PCBs and total PCNs were 74.7% and 78.4%, respectively. The homologue profile of UP-POPs in the flue gases at the inlet of the SCR equipment notably differed from that at the outlet. Highly chlorinated UP-POPs predominated over the homologue profile of UP-POPs in the inlet flue gas, while low-chlorinated UP-POPs were predominant in the outlet flue gas. The SCR equipment achieved a better removal efficiency with respect to highly chlorinated UP-POPs. Catalytic reduction and catalytic oxidation degradation are both important mechanisms for the removal of UP-POPs from flue gas using SCR equipment.
Key words: persistent organic pollutants (POPs)      dioxins      polychlorinated biphenyls      polychlorinated naphthalenes      selective catalytic reduction (SCR)      removal     

焦炉煤气是炼焦过程副产品, 作为燃料燃烧时产生的废气中通常含有较高浓度的氮氧化物(NOx), 同时也会包含多氯代二苯并二英和多氯代二苯并呋喃(PCDD/Fs, 统称为二英)、多氯萘(PCNs)和多氯联苯(PCBs)等非故意产生持久性有机污染物(UP-POPs)[1~7].这些UP-POPs具有环境持久性、远距离迁移特性、生物蓄积性和高毒性, 可引起较高的生态风险和人体健康风险, 被联合国环境署《关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约》所管控[8].为实现废气的达标排放, 国内焦炉煤气燃烧炉已普遍开始采用选择性催化还原(SCR)技术消减废气中的NOx[9].此技术的应用也可能会同时显著减少UP-POPs的排放.已有研究表明, SCR装置在脱硝过程中可大幅脱除废气中的二英[10~13].因此, SCR技术也被联合国环境署推荐为减少城市生活垃圾焚烧过程二英排放的最佳可行性技术/最佳环境实践(BAT/BEP), 但其脱除二英的机制尚不清晰.

V2O5-WO3/TiO2是使用最多的一种SCR催化剂[14~17], 在欧洲和日本, 商业化的V2O5-WO3/TiO2催化剂已经被应用到部分城市生活垃圾焚烧处理系统, 通常设置在余热锅炉后或布袋除尘器后, 对焚烧废气中的二英脱除效率可达90%以上[18~20].目前, 有关SCR技术应用对焦炉煤气燃烧废气中二英脱除效果的研究尚未见报道.在本研究中通过采集国内某一大型焦化厂焦炉煤气燃烧系统的SCR装置入口和出口的废气样品、以及SCR装置的降尘灰, 分析了SCR装置对废气中二英的脱除效果, 同时也考察了SCR装置对废气中多氯联苯和多氯萘的协同脱除情况. 210种二英异构体、209种多氯联苯和75种多氯萘异构体被全部分析, 通过对比SCR装置进出口废气中UP-POPs异构体分布模式, 探索SCR装置对废气中UP-POPs的脱除机制及共性规律, 以期为废气中NOx和UP-POPs协同脱除技术的研发提供理论基础.

1 材料与方法 1.1 仪器与试剂

自制烟道气等动力采样器(中国科学院大连化学物理研究所), 符合国家标准HJ 77.2-2008[21]; R-205型旋转蒸发仪购于瑞士Buchi公司, Waters AutoSpec Premier高分辨气相色谱-高分辨质谱联用仪(HRGC/HRMS)购于美国Waters公司. XAD-2树脂和碱性氧化铝分别购于美国Supeleo公司和美国MP Biomedicals公司; 农残级正己烷和二氯甲烷购于美国J&T Baker公司; 硅胶(75~150 μm, 德国Merck公司), 经650℃活化4 h; 无水硫酸钠(分析纯, 天津大茂), 正己烷超声清洗后晾干.二英、多氯联苯和多氯萘分析标样均购于加拿大Wellington Laboratories公司和美国Cambridge Isotope Laboratories公司, 包括：①13C同位素标记的二英混合标准溶液MDDF-MDT、EDF-8999和EDF-5999; ②非同位素标记的二英标准样品DDF-MDT; ③非同位素标记的二英标准曲线溶液EDF-9999; ④13C同位素标记的多氯联苯混合标准溶液P48-W-ES、P48-M-ES和P48-RS; ⑤非同位素标记的多氯联苯标准曲线溶液P48-W-CS和P48-M-CS; ⑥13C同位素标记的多氯萘标准溶液CN-2、CN-6和ECN-5102(混合标样); ⑦非同位素标记的多氯萘标准样品PCN-MXA和PCN-MXC.其中二英混合标准溶液MDDF-MDT和DDF-MDT中包含二苯并二英(DD)和二苯并呋喃(DF).

1.2 样品采集

在国内某一大型焦化厂焦炉煤气燃烧系统的SCR装置入口和出口各采集3个废气样品, 同时采集2个SCR装置降尘样品.该燃烧系统的废气量为17 000 m3·h-1. SCR催化剂为V2O5-WO3/TiO2蜂窝状催化剂脱硝模块, 通入氨水作为还原剂, 运行温度为280~350℃.废气采样方法遵照国家标准HJ 77.2-2008[21], 采用等动力模式采样, 采样体积大于1.2 m3·h-1, 采样时间大于1 h.在废气采样前后, 分别采取SCR装置的降尘, 混匀后装在密封袋中, 带回实验室后研磨过60目筛, 待分析.

1.3 样品前处理

废气和降尘样品经冷冻干燥后加入13C同位素标记的UP-POPs提取内标, 采用250 mL正己烷和二氯甲烷(1:3)混合溶液进行索氏提取, 提取时间为18 h; 样品提取液经旋转蒸发浓缩后过多层复合硅胶柱, 采用正己烷洗脱, 洗脱液经旋转蒸发浓缩后过氧化铝柱, 采用不同配比的正己烷和二氯甲烷进行洗脱, 分别收集含有二英、多氯联苯和多氯萘组分的洗脱液.将洗脱液旋转蒸发浓缩、用氮气吹至近干、加回收率内标复溶, 密封后待分析.

1.4 仪器分析

采用同位素稀释-高分辨气相色谱-高分辨质谱联用技术(HRGC/HRMS)分别分析样品中的二英、多氯联苯、多氯萘、以及DD和DF.色谱柱选用Rtx-5MS(60 m×0.25 mm ID×0.25 μm df, 美国Restek公司), 色谱进样口温度为280℃、传输线温度260℃, 进样体积为1 μL, 不分流进样.二英、DD和DF分析时色谱柱升温程序为：初始温度120℃ (1 min), 43℃·min-1升到220℃(15 min), 2.3℃·min-1升到250℃, 0.9℃·min-1升到260℃, 20℃·min-1升到310℃(20 min).多氯联苯分析时色谱柱升温程序为：初始温度90℃(2min), 20℃·min-1升到180℃(15 min), 3℃·min-1升到300℃(15 min).多氯萘分析时色谱柱升温程序为：初始温度90℃(2 min), 20℃·min-1升到200℃, 3℃·min-1升到280℃(5 min), 20℃·min-1升到300℃.质谱条件为：电子轰击离子源(EI)、离子源温度260℃、电离能37 eV、选择离子检测(SIM)、质谱分辨率≥10 000, 分别检测DD和DF所对应的M+和(M+1)+, 二英、多氯联苯和多氯萘所对应的M+和(M+2)+或(M+2)+和(M+4)+的质量色谱峰及其对应的同位素质量色谱峰, 利用同位素稀释内标法及色谱保留规律定性定量.

1.5 质量控制

对所有烟道气和降尘样品进行加标回收率测定, 并进行程序空白分析, 所有测定样品中添加的21种13C标记二英内标、18种13C标记多氯联苯内标、8种13C标记多氯萘内标的回收率分别在40%~90%、30%~130%、40%~90%之间, 符合美国EPA建议的回收率标准范围.

2 结果与分析 2.1 SCR装置对废气中UP-POPs的总体脱除效果

SCR装置对焚烧废气中典型UP-POPs具有很好的脱除效果.如图 1所示, 废气中全部多氯代二苯并二英异构体总浓度(ΣPCDDs)和全部多氯代二苯并呋喃异构体总浓度(ΣPCDFs)在SCR装置入口处分别为109.0 ng·m-3和685.4 ng·m-3, 流经SCR装置后分别降至5.3 ng·m-3和37.7 ng·m-3, 二者在废气中的脱除率分别高达95.2%和94.5%, 二英的总体(ΣPCDD/Fs)脱除率为94.6%.根据二英的国际毒性当量因子(I-TEF)计算废气中二英的毒性当量浓度(I-TEQ). SCR装置进出口废气中二英的I-TEQ浓度分别为13.84 ng·m-3和0.315 ng·m-3.流经SCR装置后废气中的二英I-TEQ浓度降低了97.7%, 但出口废气中二英的I-TEQ浓度仍高于我国大型城市生活垃圾焚烧企业的二英排放标准0.1 ng·m-3[22].

图 1 SCR装置进出口废气中不同种类UP-POPs的浓度 Fig. 1 Concentrations of different categories of UP-POPs in the flue gases at the inlet and outlet of the SCR equipment

废气中全部多氯联苯异构体(ΣPCBs)和全部多氯萘异构体(ΣPCNs)的总浓度在SCR入口处分别为216.7 ng·m-3和552.6 ng·m-3, 在出口处分别为54.7 ng·m-3和119.5 ng·m-3(图 1). SCR装置对ΣPCBs和ΣPCNs的脱除率分别为74.7%和78.4%, 明显低于对ΣPCDD/Fs的脱除率. SCR装置对各类污染物脱除效率的不同显著改变了入口和出口废气中不同类别UP-POPs的相对含量(图 1).在SCR装置入口废气中不同类别UP-POPs相对含量由高到低的顺序为：ΣPCDFs(43.8%)＞ΣPCNs(35.3%)＞ΣPCBs (13.9%)＞ΣPCDDs(7.0%), 而在出口废气中以ΣPCNs(55.0%)＞ΣPCBs(25.2%)＞ΣPCDFs(17.4%)＞ΣPCDDs(2.4%)顺序递减.流经SCR装置后, 废气中ΣPCDD/Fs的相对含量显著降低, 而ΣPCBs和ΣPCNs的相对含量显著增加.

2.2 SCR装置进出口废气中UP-POPs的同系物分布特征

为洞悉流经SCR装置前后废气中不同UP-POPs同系物(具有相同分子量的异构体的总和)分布的差别与联系, 对浓度总和归一化处理后的二英、多氯联苯和多氯萘同系物数据集进行正交偏最小二乘法判别分析(OPLS-DA).结果表明, SCR装置入口废气和出口废气在OPLS-DA得分图上能清晰分开, 说明入口废气和出口废气中UP-POPs同系物的分布模式显著不同.在OPLS-DA的载荷上(图 2), 一氯和二氯代二英(MoCDD/Fs和DiCDD/Fs)、二氯至四氯代联苯(Di-TeCBs)、以及二氯至五氯代萘(Di-PeCNs)分布在SCR装置出口废气一侧, 而其它高氯取代的UP-POPs分布在SCR装置入口废气一侧, 说明SCR装置对废气中高氯取代和低氯取代UP-POPs的脱除行为和脱除效率明显不同.

图 2 SCR装置进出口废气中UP-POPs同系物的正交偏最小二乘法判别分析(OPLS-DA)载荷 Fig. 2 OPLS-DA loading plot of the UP-POPs homologue in SCR inlet and outlet flue gases

从不同UP-POPs同系物浓度分布数据可见, 在SCR装置入口废气中高氯取代UP-POPs同系物的含量较高, 这些高氯取代UP-POPs同系物包括三至八氯代二苯并二英(Tr-OcCDDs)、三至七氯代二苯并呋喃(Tr-HpCDFs)、四至九氯代联苯(Te-NoCBs)和三至七氯代萘(Tr-HpCNs)(图 3).而在SCR出口废气中低氯代UP-POPs的相对含量较高(图 3), 尤其是二氯代二苯并二英(DiCDDs)、二氯代二苯并呋喃(DiCDFs)、三氯代二苯并呋喃(TrCDFs)、Di-TeCBs、三氯代萘(TrCNs)和四氯代萘(TeCNs). SCR装置对废气中UP-POPs同系物的脱除率表现出随氯取代度增加而增加的趋势.

图 3 SCR装置进出口废气中UP-POPs同系物的分布特征 Fig. 3 Homologue profiles of UP-POPs in SCR inlet and outlet flue gases

2.3 SCR装置降尘中UP-POPs的水平及同系物分布特征

废气流经SCR装置蜂窝状催化剂模块后, 部分废气中的颗粒物会被SCR装置截获, 形成降尘; 部分废气中的UP-POPs会随着降尘的分流得以从废气中脱除.从图 4可见, 沉降灰中ΣPCDDs、ΣPCDFs、ΣPCBs和ΣPCNs的含量分别为1.8、4.2、14.8和4.1 ng·g-1, 以ΣPCBs(59.4%)＞ΣPCDFs(16.9%)＞ΣPCNs(16.4%)＞ΣPCDDs(7.3%)的顺序呈递减趋势.降尘中二英的I-TEQ含量为0.14 ng·g-1.

图 4 SCR装置降尘中UP-POPs的含量和同系物分布特征 Fig. 4 Contents and homologue profiles of UP-POPs in SCR dustfall

在SCR装置降尘中, 五氯和六氯代二苯并二英(PeCDDs和HxCDDs)、一氯二苯并呋喃(MoCDFs)、五氯和六氯代二苯并呋喃(PeCDFs和HxCDFs)、Di-TeCBs、TrCNs和TeCNs的含量相对较高.降尘中二英同系物的分布模式与入口废气更为相似, 而降尘中多氯联苯和多氯萘的同系物分布模式与出口废气基本一致.

3 讨论

以上结果表明, SCR装置对焦炉煤气燃烧废气中的二英、多氯联苯和多氯萘具有较高脱除能力, 对二英的脱除率接近95%.为实现对废气中NOx的高效脱除, SCR装置前通入氨水经蒸发产生氨气作为还原剂.在氨气还原NOx为N2的同时, 也会使废气中的UP-POPs发生催化还原反应.在本研究中, SCR装置入口废气中高氯取代的UP-POPs的相对含量较高, 而出口废气中低氯取代的UP-POPs含量较高(图 2和图 3), 这意味着废气中的UP-POPs在SCR催化剂作用下发生了催化脱氯反应, 催化还原脱氯是SCR装置脱除废气中UP-POPs的重要机制.

如果仅发生催化还原反应, SCR装置出口废气中UP-POPs的同系物浓度分布应该表现出随氯取代数减少而升高的趋势, 或者会有较高的非氯取代母体化合物生成.在本研究中, SCR装置出口废气中一氯取代UP-POPs同系物浓度低于二氯取代UP-POPs, 且二者均低于三氯取代UP-POPs.这意味着, 通过催化还原反应生成的低氯取代UP-POPs也在不断地从废气中脱除.为进一步了解低氯取代UP-POPs的脱除机制, 本研究分析了废气中二英的母体化合物DD和DF.结果表明, 废气中DD和DF浓度在SCR装置入口处分别为2.8 ng·m-3和203.2 ng·m-3, 在出口处分别为1.3 ng·m-3和75.9 ng·m-3(图 5). SCR装置出口废气中DD和DF的浓度明显低于入口废气, 说明废气中的DD和DF在SCR催化剂的作用下被不断地催化氧化脱除, 催化氧化降解也是SCR装置脱除废气中UP-POPs的重要机制.蜂窝状SCR催化剂模块中的TiO2和V2O5均具有催化氧化能力, 应该是废气中UP-POPs得以脱除的重要原因[14, 23~25].

图 5 SCR装置进出口废气和降尘中DD和DF的浓度和含量 Fig. 5 Concentrations of DD and DF in SCR inlet and outlet flue gas and dustfall

SCR装置降尘的分流也应该对废气中UP-POPs的脱除有所贡献.根据废气中的颗粒物浓度、SCR装置对颗粒物的截获率及实际观察结果, 笔者估算SCR装置降尘产生速率约为1.5 kg·h-1.根据废气和降尘中UP-POPs的浓度数据, SCR装置降尘分流对废气中二英、多氯联苯和多氯萘的贡献率分别仅为0.07%、0.80%和0.07%.可见, 降尘分流对废气中UP-POPs的脱除贡献极小.降尘中的DD和DF也被定量分析, 其含量分别为0.5 ng·g-1和14.2 ng·g-1(图 5), 分别高于一氯代二苯并二英(MoCDDs)和MoCDFs.这可能是因为在氨气氛围中降尘颗粒表面吸附的二英发生了催化还原反应.

4 结论

在氨气还原条件下, SCR装置对焦炉煤气燃烧废气中的典型UP-POPs实现了很好的协同脱除效果, 对二英的总体脱除率接近95%, 对多氯联苯和多氯萘的总体脱除率高于70%. SCR装置入口和出口废气中UP-POPs同系物的分布模式截然不同, 入口处以高氯取代为主, 出口处以低氯取代为主; SCR装置对高氯取代的UP-POPs有更高的脱除率.催化还原反应和催化氧化反应同时发生是SCR装置脱除焦炉煤气燃烧废气中UP-POPs的主要机制, 降尘分流对废气中UP-POPs的脱除贡献极小.

参考文献
[1] Liu G R, Zheng M H, Lv P, et al. Estimation and characterization of polychlorinated naphthalene emission from coking industries[J]. Environmental Science & Technology, 2010, 44(21): 8156-8161.
[2] Liu G R, Zheng M H, Ba T, et al. A preliminary investigation on emission of polychlorinated dibenzo-p-dioxins/dibenzofurans and dioxin-like polychlorinated biphenyls from coke plants in China[J]. Chemosphere, 2009, 75(5): 692-695. DOI:10.1016/j.chemosphere.2009.01.006
[3] Liu G R, Zheng M H, Liu W B, et al. Atmospheric emission of PCDD/Fs, PCBs, hexachlorobenzene, and pentachlorobenzene from the coking industry[J]. Environmental Science & Technology, 2009, 43(24): 9196-9201.
[4] Liu G R, Liu W B, Cai Z W, et al. Concentrations, profiles, and emission factors of unintentionally produced persistent organic pollutants in fly ash from coking processes[J]. Journal of Hazardous Materials, 2013, 261: 421-426. DOI:10.1016/j.jhazmat.2013.07.063
[5] 孙鹏程, 李晓璐, 成钢, 等. 焦炉烟气中二(口恶)英类物质排放水平研究[J]. 环境科学, 2014, 35(7): 2515-2519.
Sun P C, Li X L, Cheng G, et al. Preliminary investigation on emission of PCDD/Fs and DL-PCBs through flue gas from coke plants in china[J]. Environmental Science, 2014, 35(7): 2515-2519.
[6] Hsu W T, Liu M C, Hung P C, et al. PAH emissions from coal combustion and waste incineration[J]. Journal of Hazardous Materials, 2016, 318: 32-40. DOI:10.1016/j.jhazmat.2016.06.038
[7] Mokhtar M M, Taib R M, Hassim M H. Measurement of PCDD/Fs emissions from a coal-fired power plant in Malaysia and establishment of emission factors[J]. Atmospheric Pollution Research, 2014, 5(3): 388-397. DOI:10.5094/APR.2014.045
[8] Wang H C, Hwang J F, Chi K H, et al. Formation and removal of PCDD/Fs in a municipal waste incinerator during different operating periods[J]. Chemosphere, 2007, 67(9): S177-S184. DOI:10.1016/j.chemosphere.2006.05.152
[9] Van Caneghem J, De Greef J, Block C, et al. NOx reduction in waste incinerators by selective catalytic reduction (SCR) instead of selective non catalytic reduction (SNCR) compared from a life cycle perspective:a case study[J]. Journal of Cleaner Production, 2016, 112(Pt 5): 4452-4460.
[10] Liu X L, Wang J, Wang X, et al. Simultaneous removal of PCDD/Fs and NOx from the flue gas of a municipal solid waste incinerator with a pilot plant[J]. Chemosphere, 2015, 133: 90-96. DOI:10.1016/j.chemosphere.2015.04.009
[11] Gallastegi-Villa M, Aranzabal A, Gonzalez-Marcos J A, et al. Tailoring dual redox-acid functionalities in VOx/TiO2/ZSM5 catalyst for simultaneous abatement of PCDD/Fs and NOx from municipal solid waste incineration[J]. Applied Catalysis B:Environmental, 2017, 205: 310-318. DOI:10.1016/j.apcatb.2016.12.020
[12] Chang M B, Chi K H, Chang S H, et al. Destruction of PCDD/Fs by SCR from flue gases of municipal waste incinerator and metal smelting plant[J]. Chemosphere, 2007, 66(6): 1114-1122. DOI:10.1016/j.chemosphere.2006.06.020
[13] Chang M B, Chi K H, Chang-Chien G P. Evaluation of PCDD/F congener distributions in MWI flue gas treated with SCR catalysts[J]. Chemosphere, 2004, 55(11): 1457-1467. DOI:10.1016/j.chemosphere.2004.01.005
[14] Dvo Dřák R, Chlápek P, Jecha D, et al. New approach to common removal of dioxins and NOx as a contribution to environmental protection[J]. Journal of Cleaner Production, 2010, 18(9): 881-888. DOI:10.1016/j.jclepro.2010.01.024
[15] Ji L J, Cao X, Lu S Y, et al. Catalytic oxidation of PCDD/F on a V2O5-WO3/TiO2 catalyst:effect of chlorinated benzenes and chlorinated phenols[J]. Journal of Hazardous Materials, 2018, 342: 220-230. DOI:10.1016/j.jhazmat.2017.07.020
[16] Gallastegi-Villa M, Aranzabal A, Gonzalez-Marcos J A, et al. Metal-loaded ZSM5 zeolites for catalytic purification of dioxin/furans and NOx containing exhaust gases from MWI plants:effect of different metal cations[J]. Applied Catalysis B:Environmental, 2016, 184: 238-245. DOI:10.1016/j.apcatb.2015.11.006
[17] Yu M F, Li W W, Li X D, et al. Development of new transition metal oxide catalysts for the destruction of PCDD/Fs[J]. Chemosphere, 2016, 156: 383-391. DOI:10.1016/j.chemosphere.2016.05.011
[18] Busca G, Baldi M, Pistarino C, et al. Evaluation of V2O5-WO3-TiO2 and alternative SCR catalysts in the abatement of VOCs[J]. Catalysis Today, 1999, 53(4): 525-533. DOI:10.1016/S0920-5861(99)00140-6
[19] Liljelind P, Unsworth J, Maaskant O, et al. Removal of dioxins and related aromatic hydrocarbons from flue gas streams by adsorption and catalytic destruction[J]. Chemosphere, 2001, 42(5-7): 615-623. DOI:10.1016/S0045-6535(00)00235-6
[20] Goemans M, Clarysse P, Joannès J, et al. Catalytic NOx reduction with simultaneous dioxin and furan oxidation[J]. Chemosphere, 2003, 50(4): 489-497. DOI:10.1016/S0045-6535(02)00554-4
[21] HJ 77.2-2008, 环境空气和废气二(口恶)英类的测定同位素稀释高分辨气相色谱-高分辨质谱法[S].
HJ 77.2-2008, Ambient air and waste gas Determination of polychlorinated dibenzo-p-dioxins (PCDDs) and polychlorinated dibenzofurans (PCDFs) Isotope dilution HRGC-HRMS[S].
[22] GB 18485-2014, 生活垃圾焚烧污染控制标准[S].
GB 18485-2014, Standard for pollution control on the municipal solid waste incineration[S].
[23] Jones J, Ross J R H. The development of supported vanadia catalysts for the combined catalytic removal of the oxides of nitrogen and of chlorinated hydrocarbons from flue gases[J]. Catalysis Today, 1997, 35(1-2): 97-105. DOI:10.1016/S0920-5861(96)00148-4
[24] Debecker D P, Delaigle R, Hung P C, et al. Evaluation of PCDD/F oxidation catalysts:confronting studies on model molecules with tests on PCDD/F-containing gas stream[J]. Chemosphere, 2011, 82(9): 1337-1342. DOI:10.1016/j.chemosphere.2010.12.007
[25] Wang Q L, Hung P C, Lu S Y, et al. Catalytic decomposition of gaseous PCDD/Fs over V2O5/TiO2-CNTs catalyst:effect of NO and NH3 addition[J]. Chemosphere, 2016, 159: 132-137. DOI:10.1016/j.chemosphere.2016.05.072