第二篇 火电厂烟气脱硝技术

第一章 脱硝工艺技术概述

第一节 绪论

我国能源资源以煤炭为主，在电源结构方面，今后相当长的一段时间内将继续维持燃煤机组为主的基本格局不变。煤、石油、天然气等化石燃料的燃烧会产生二氧化碳（CO₂）、二氧化硫（SO₂）、氮氧化物（NO_x）和颗粒物等污染物的排放，其中煤燃烧产生的污染物最为严重，是我国目前大气污染物的主要来源。据统计，我国80%的电力能源、70%的化工燃料、60%的化工原料和80%的供热燃料都来自煤，这种状况在目前和今后相对长的一段时间内不会有根本改变。

火电厂是烟尘、SO₂和NO_x等大气污染物排放大户，GB 13223《火电厂大气污染物排放标准》的实施，对控制火电厂大气污染物的排放、保护生态环境和推动电力行业的技术进步发挥了重要作用。近年来，国家制订出台了一系列相关的法律法规、规划、技术政策等，对火电厂大气污染物的排放控制提出了更高的要求。

我国环境保护虽然取得了积极进展，但环境形势依然严峻，以煤为主的能源结构导致大气污染物排放总量居高不下，潜在的环境问题不断显现，区域性大气污染问题日趋明显，长三角、珠三角和京津冀地区等城市群大气污染呈现明显的区域性特征，NO_x的污染问题尚未得到有效控制，酸雨的类型已从硫酸型向硫酸和硝酸复合型转化。

GB13223—2011《火电厂大气污染物排放标准》规定，

要控制SO₂、NO_x、烟尘和汞及其化合物四种污染物，其中汞及其化合物为新设置的控制排放物。

国家《节能减排“十二五”规划》对脱硫脱硝提出了明确的要求：新建燃煤机组全部安装脱硫脱硝设施，完成5056万kW现役燃煤机组脱硫设施的配套建设，对4267万kW不能稳定达标的燃煤机组进行脱硫改造，完成7000万kW燃煤机组低氮燃烧技术改造和4亿kW燃煤机组脱硝改造。

有效控制煤燃烧产生的大气主要污染物CO₂、SO₂、NO_x及粉尘的排放量是落实十八大有关科学发展精神和完成“十二五”节能减排任务的具体实践。烟气脱硝技术即减排NO_x技术在我国已起步，根据国家环境保护部网站公布的信息，自20世纪90年代国内第一台烟气脱硝装置在福建后石电厂600MW机组投运以来，截至2011年3月底，全国共有218台燃煤火电机组的烟气脱硝装置投入运行。在国家“十二五”快速发展过程中，GB13223—2011《火电厂大气污染物排放标准》的实施，将大大推进我国烟气脱硝技术的发展。

本篇主要讲述大型锅炉的选择性催化还原烟气脱硝技术，

该工艺简称SCR，是英文SelectiveCatalyticReduction的缩写。

SCR是目前世界上应用最广、技术成熟的脱硝工艺。

为此，广泛收集了国内外有关燃煤电站选择性催化还原法（SCR）烟气脱硝的最新技术、设备、建设、运行、调试过程的资料，结合作者在燃煤电站烟气脱硝装置设计、建造、调试与运行管理上的经验，较为全面、系统地阐述了SCR烟气脱硝工程技术知识。

第二节 NO_x的生成机理

目前燃煤电站按常规燃烧方式产生的NO_x主要包括一氧

化氮（NO）、二氧化氮（NO₂ ），以及少量N₂O等，其中NO

占90%，NO₂占5%～10%，N₂O仅占1%左右。因此，燃煤

电站NO_x的生产与排放量主要取决于NO。

根据NO_x生成机理，煤炭燃烧过程中所产生的NO_x量与煤炭燃烧方式、燃烧温度、过量空气系数和烟气在炉内停留时间等因素密切相关，煤炭燃烧产生NO_x的主要机理有下述三个方面。

一、热力型NO_x

热力型NO_x是由空气中氮在高温条件下氧化而成，生成量的多少主要取决于温度。如图2121所示，在相同条件下NO_x生成量随温度增高而增大，当温度低于1350℃时，几乎不生成热力NO_x，且与介质在炉膛内停留时间和氧浓度（见图2 122）的平方根成正比，随着反应温度t的升高，其反应速率按指数规律增加，当t＜1500℃时，NO的生成量很少，而当

t＞1500℃时，t每增加100℃，反应速率增大6～7倍。

图2121 不同类型NO_x生成量与温度的关系

图2122 不同过量空气系数和停留时间与

热力型NO_x生成量的关系

1—t=0.01s；2—t=0.1s；3—t=1s；4—t=10s；5—t=100s；6—t=∝

热力型NO_x的生成是一种缓慢的反应过程，温度是影响NO_x生成最重要和最显著的因素，其作用超过了O₂浓度和反应时间。随着温度的升高，NO_x的生成量达到峰值，然后由于发生高温分解反应而有所降低，并且随着O₂浓度和空气预热温度的增高，NO_x生成量存在一个最大值。当O₂浓度过高时，由于存在过量氧对火焰的冷却作用，NO_x的生成量值有所降低。因此，尽量避免出现氧浓度峰值和温度峰值是减少热力型NO_x生成的有效措施之一。

热力型NO_x生成机理为

O₂+N→2O+N O+N₂→NO+N N+O₂→NO+O

在高温下总发生的反应为 N₂+O₂→2NO

2NO+O₂→2NO₂

二、燃料型NO_x

燃料型NO_x是燃料中氮化合物在燃烧过程中热分解且氧化而生成的，燃料型NO_x的形成包括挥发性NO与焦炭性NO

两种途径。燃料型NO_x的生成量与火焰附近氧浓度密切相关，通常在过量空气系数小于1.4的条件下，转化率r随着O₂浓度上升而呈二次方曲线增大，这与热力型NO_x不同，燃料型NO_x生成过程的温度水平较低，且在初始阶段，温度影响明显，而在高于1400℃之后，即趋于稳定。

燃烧氮生成NO_x可以用转化率r表示，其表达式为

r=（NNOar）R≤1

式中：（NO）_R为燃料N转化为NO的值，%；N_ar为燃料收到基

氮含量，%。

对于燃煤电站而言，燃料氮向NO_x转化的过程可分为三个阶段：首先是有机氮化合物随挥发分析出一部分；其次是挥发分中氮化物燃烧；最后是焦炭中有机氮燃烧。挥发有机氮生成NO的转化率随燃烧温度上升而增大，当燃烧温度水平较低时，燃料氮的挥发分份额明显下降，如图2123所示。

图2123 燃料型NO_x的生成随燃烧温度变化情况

总之，燃料型NO_x的生成量与不同的燃料和锅炉运行状况关系密切，其NO_x的生成量占燃煤锅炉排放总量的60%～80%。

三、快速型NO_x

快速型NO_x是1971年Fenimore通过实验发现的，碳氢化

合物燃料在燃料过浓时，反应区附近会快速生成NO_x，其转化率取决于过程中空气过剩条件和温度水平。快速型NO_x生成强度在通常炉温水平下是微不足道的，尤其是对于大型锅炉燃料的燃烧更是如此。所谓快速型NO_x是与燃料型NO_x缓慢反应速度相比较而言的，快速型NO_x生成量受温度影响不大，而与压力关系比较显著，且成0.5次方比例关系。

对于大型燃煤电站锅炉，在以上三种类型的NO_x中，燃料型NO_x是最主要的，占总生成量的80%以上；热力型NO_x生成量与燃料温度的关系很大，在温度足够高时，热力型NO_x生成量可占总量的20%；快速型NO_x在煤燃烧过程中的生成量很少。

为了确定NO_x生成浓度，理论计算通常可用泽利多维奇公式，表达式为

C_NOx=K（C_N2C_O2）1/2exp（-R21T5T00）

式中：C_NOx、C_N2、C_O2分别为NO_x、N₂、O₂的浓度，g/m³；

R为气体常数；T_T为温度，K；K为系数，在0.023～0.069

的范围内。

根据理论与过滤炉膛的实际状况分析可得，NO_x浓度随

着炉膛温度和氧浓度的增高而增加。影响NO_x生成量的主要因素是温度，由于NO_x生成的温度调节较难确定，理论计算也就相对较困难。在实际工程中，有学者提出了在炉膛设备中NO_x浓度的半经验公式为

C_NOx=0.16D⁰_a^.9Q⁰_u^.5α³_T

式中：Q_u为锅炉容积热强度，标态，W/m³；D_a为炉膛当量直径，m；α_T为过量空气系数。

四、燃烧过程中NO_x的生成比例

燃煤电站烟气中生成的NO_x，或多或少地包含了上述三种机理类型的NO_x，如图2124所示。

图2124 燃烧过程中三种机理对NO_x生成量的贡献

由图2124中可以看出，在燃烧温度低于1400℃时，烟气中NO_x绝大多数是属于燃料型NO_x，热力型NO_x和快速型NO_x的量相对较少，因此采取相关措施有效控制燃料型NO_x的产生就能控制烟气中NO_x的含量。

五、燃煤电站NO_x排放量估算

由于炉型的不同，NO_x排放量也有着明显的差别。煤粉炉的燃烧温度通常为1300～1500℃，循环流化床锅炉采用低温（850～950℃）燃烧及二次分段燃烧，因此煤粉炉相比循环流化床锅炉更易生成NO_x，特别是热力型NO_x排放量远大于循环流化床锅炉，烟煤煤粉炉实测的NO_x排放浓度为450～

600mg/m³，循环流化床锅炉的排放浓度一般为150～280mg/

m³。在相同烟气量情况下，煤粉炉NO_x实际排放量是循环流化床锅炉的2倍左右。可见，循环流化床锅炉在NO_x控制方面有着明显的优势，这也是目前国家力推循环流化床锅炉的原因之一。

对于煤粉锅炉，NO_x的排放量可运用物料衡算方法进行估算，其简化公式与完整公式为：

G=1.63B（βN+0.000938）G=1.63B（βN+10^-6V_gasC）

式中：G为NO_x排放量，kg；B为煤质量，kg；N为燃煤收

到基氮元素质量含量，%；β为煤中N向燃料型NO的转变率，

通常为22，%；C为热力型NO质量浓度，可取为93.8，mg/

m³；V_gas为煤燃烧所产生的实际烟气，通常 8.3～8.8，

m³/kg。

由上式可见，物料衡算方法事实上考虑了实际烟气量的问题，简化公式只是把实际烟气量按照10.0m³/kg取值简化而已。

对于循环流化床锅炉，建议采用下式进行估算，即

G=1.63BβN/（1-δ）

式中：δ为热力型NO_x折算系数，一般取值为5～10，%；β为煤中N向燃料型NO的转变率，取值为11～12，%。

以上几式得出的NO_x排放量按下式近似折算NO_x排放浓度，即

c₁=10⁶G/（V_gasB）

式中：c₁为NO_x排放质量浓度，mg/m³；

不过，氮氧化物的形成途径比较复杂，物料衡算法仅考虑了煤质因素与热力型NO_x的比例，往往过高地估算了排放量，实际工程中一般不推荐使用。

六、影响燃煤电站NO_x生成的主要因素

燃煤电站锅炉烟气中的NO_x主要来自燃料中的氮，从总体上看燃料氮含量越高，则NO_x的排放量也就越大。实践证明，燃料中氮的存在形式不同，NO_x生成量也就随之改变。实际工程中有很多因素都会影响燃煤电站烟气中NO_x含量的多少，有燃料种类的影响，有运行条件的影响，也有锅炉负荷的影响。

1.锅炉燃料特性影响

煤挥发成分中的各种元素比会影响燃烧过程中NO_x生成量，煤中氧/氮（O/N）比值越大，NO_x排放量越高；即使在相同O/N比值条件下，转化率还与过量空气系数有关，过量空气系数大，转化率高，使NO_x排放量增加。此外，煤中硫/氮（S/N）比值也会影响到SO₂和NO_x的排放水平，S和N氧化时会相互竞争，因此，在锅炉烟气中随SO₂排放量的升高，NO_x排放量会相应降低。

2.锅炉过量空气系数影响

当空气不分级时，降低过量空气系数，在一定程度上会起

到限制反应区内氧浓度的目的，因而对热力型NO_x和燃料型NO_x的生成都有明显的控制作用，采用这种方法可使NO_x生成量降低15%～20%。但是CO浓度随之增加，燃烧效率下降。当空气分级时，可有效降低NO_x排放量，随着一次风量减少，二次风量增加，N被氧化的速度降低。

另外，过量空气系数的降低有利于还原气氮的形成。由于在缺氧状态下焦炭和CO对 NO的还原，能非常有效地降低NO_x的排放浓度。因此，过量空气系数的降低对NO_x排放浓度的降低有着明显的作用。当过量空气系数低于1.25时，

NO_x排放质量浓度为100～200mg/m³。

3.锅炉燃烧温度影响

较低的燃烧温度能有效抑制热力型NO_x的生成。在850～950℃内，热力型 NO_x生成量可以忽略不计，同时燃料型NO_x生成量也随温度的降低而减小。随着炉内燃烧温度的提高，NO_x排放量上升。

4.锅炉负荷率影响

通常，增大负荷率，增加给煤量，燃烧室及尾部受热面处的烟温随之增高，挥发分N生成的NO_x随之增加。

5.炉型影响

燃煤电厂锅炉一般采用煤粉锅炉及循环流化床锅炉。采用的燃烧器类型一般包括直流燃烧器和旋流燃烧器。炉型的影响实质上是炉膛温度和温度分布方式的影响。所有试验和测量数据表明，NO_x排放浓度随锅炉炉膛平均温度的升高而升高，尤其是燃烧器区域附近的温度对NO_x排放浓度的影响最大。一般情况下，对于NO_x的排放量，固态排渣燃烧方式比液态排渣方式低，直流燃烧器比旋流燃烧器低，采用低氮燃烧技术比不采用低氮燃烧技术的煤粉锅炉低20%～40%。作为具有低负荷运行能力、采取低温分段燃烧方式、炉膛温度一般为

800～900℃的 CFB锅炉 NO_x排放浓度一般在 150～280mg/m³。

6.停留时间影响

燃烧区中，若氧气充足，释放出的N停留时间越长，则生成的NO_x越多；反之，若氧气缺乏，延长燃烧区中的停留时间，使NO_x与中间产物反应充分，因而使NO_x量减少。

第三节 脱硝工艺比较

烟气脱硝是把已生成的NO_x还原为N₂从而脱除烟气中的NO_x，按治理工艺可分为湿法脱硝和干法脱硝。有工业业绩的脱硝技术主要包括酸吸收法、碱吸收法、选择性催化还原法、非选择性催化还原法、吸附法、等离子体活化法等。此外，近十几年来国内外一些科研人员还开发了用微生物来处理含NO_x废气的方法，成为研究的热点。

一、湿法烟气脱硝技术

湿法烟气脱硝是利用液体吸收剂将NO_x溶解的原理来净化燃煤烟气。其最大的障碍是NO很难溶于水，往往要求将NO首先氧化为 NO₂，为此一般先将 NO通过与氧化剂 O₃、

ClO₂或KMnO₄反应，氧化生成NO₂，然后NO₂被水或碱性

溶液吸收，实现烟气脱硝。

1.稀硝酸吸收法

由于NO和 NO₂在硝酸中的溶解度比在水中的大得多（例如NO在浓度为12%的硝酸中的溶解度比在水中的溶解度大12倍），故采用稀硝酸吸收法以提高NO_x去除率的技术得到广泛应用。随着硝酸浓度的增加，其吸收效率显著提高，但考虑工业实际应用及成本等因素，实际操作中所用的硝酸浓度

一般控制在15%～20%的范围内。稀硝酸吸收NO_x的效率，除了与本身的浓度有关外，还与吸收温度和压力有关，低温高压有利于NO_x的吸收。

2.碱性溶液吸收法

该法是采用NaOH、KOH、Na₂CO₃、NH₃ · H₂O等碱性

溶液作为吸收剂对NO_x进行化学吸收，其中氨（NH₃ · H₂O）的吸收率最高。为进一步提高对NO_x的吸收效率，又开发了氨—碱溶液两级吸收：首先氨与NO_x和水蒸气进行完全气相反应，生成硝酸铵白烟雾；然后用碱性溶液进一步吸收未反应

的NO_x，生成硝酸盐和亚硝酸盐，NH₄NO₃、NH₄NO₂也将

溶解于碱性溶液中。吸收液经过多次循环，碱液耗尽之后，将含有硝酸盐和亚硝酸盐的溶液浓缩结晶，可作肥料使用。

该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含NO_x的废气治理。采用该法的优点是能将NO_x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，对烟气中的NO_x/NO的比例有一定限制。

湿法烟气脱硝具有吸收剂种类较多、来源广泛、适应性强的优点，能以硝酸盐等形式回收NO_x，达到综合利用的目的。但其实际应用系统较复杂、能耗高；并且需要大量的液体吸收剂来洗涤锅炉烟气，将对下游的空气预热器、除尘器等设备带来许多不利的影响；同时吸收废气后的溶液难以处理，还容易造成溶液的二次污染等。因此，该技术对于含NO_x浓度较高的、大烟气量的燃煤电站来说基本不宜采用。

二、干法脱硝技术

与湿法烟气脱硝技术相比，干法烟气脱硝技术的主要优点是：基本投资低，设备及工艺过程简单，脱除NO_x的效率也较高，无废水和废弃物处理，不易造成二次污染。主要的技术有下述几个方面。

1.选择性催化还原法（SCR）脱硝

SCR（SelectiveCatalytic Reduction）由美国Eegelhard公

司发明并于1959年申请了专利，而日本率先在20世纪70年代对该方法实现了工业化。SCR脱硝原理是利用NH₃和催化剂（铁、钒、铬、钴或钼等碱金属）在温度为200～450℃时将NO_x还原为N₂。由于NH₃具有选择性，只与NO_x发生反应，基本不与O₂反应，所以称为选择性催化还原法脱硝。

SCR法中催化剂的选取是关键。对催化剂的要求是活性高、寿命长、经济性好和不产生二次污染。在以氨为还原剂来还原NO_x时，虽然过程容易进行，铜、铁、铬、锰等非贵金属都可起到有效的催化作用，但因烟气中含有SO₂、尘粒和水雾，对催化反应和催化剂均不利，故采用铜、铁等金属作为催化剂的SCR法必须首先进行烟气除尘和脱硫；或者是选用不易受烟气污染和腐蚀等影响的，同时要具有一定的活性和耐一定温度的催化剂，如二氧化钛为基体的碱金属催化剂，其最佳

反应温度为300～400℃。

SCR法是国际上应用最多、技术最成熟的一种烟气脱硝技术之一。该法的优点是：由于使用了催化剂，故反应温度较低；净化率高，可达80%以上；工艺设备紧凑，运行可靠；还原后的氮气放空，无二次污染。但也存在一些明显的缺点：烟气成分复杂，某些污染物可使催化剂中毒；高分散度的粉尘微粒可覆盖催化剂的表面，使其活性下降；系统中存在一些未反应的NH₃和烟气中的SO₂作用，生成易腐蚀和堵塞设备的

（NH₄）₂SO₄和NH₄HSO₄，同时还会降低氨的利用率；投资

与运行费用较高。

2.选择性非催化氧化还原法（SNCR）脱硝

SCR技术的催化剂费用通常占到SCR系统初始投资的50%～60%，其运行成本在很大程度上受催化剂寿命的影响。

因此，选择性非催化氧化还原法（SelectiveNon CatalyticRe-

duction，SNCR）应运而生。其基本原理是把含有 NH_x基的

还原剂（如氨、尿素）喷入炉膛温度为800～1100℃这一狭窄的温度范围区域，在没有催化剂的情况下，该还原剂迅速热分解成NH₃并与烟气中的 NO_x进行反应，使得还原成 N₂和H₂O，而且基本上不与O₂发生作用。

SNCR法的还原剂可以是 NH₃、尿素或其他氨基，其反应机理相当复杂。当用尿素作还原剂时其反应方程式可简单表述为

H₂NCONH₂+2NO+1/2O₂→2N₂+CO₂+2H₂O

SNCR工艺的 NO_x的脱除效率主要取决于反应温度、NH₃与NO_x的化学计量比、混合程度和反应时间等。研究表明，SNCR工艺的温度控制至关重要。若温度过低，NH₃的反应不完全，容易造成NH₃泄漏；而温度过高，NH₃则容易被氧化为NO，抵消了NH₃的脱除效果。温度过高或过低都会导致还原剂损失和 NO_x脱除率下降。通常，设计合理的

SNCR工艺能达到高达30%～50%的脱除效率。

选择性非催化氧化还原法工艺，最初由美国的Exxon公司发明，并于1974年在日本成功投入工业应用；20世纪80年代末欧盟国家一些燃煤电站也开始SNCR技术的工业应用；美国的SNCR技术在燃煤电站的工业应用是从20世纪90年代初开始的；目前国内一些采用该技术的机组也已建成投运。

该法的优点是不需要催化剂，投资较SCR法小，比较适合于环保要求不高的改造机组。因此，目前大部分锅炉都不采用此法，主要原因是：①效率不高；②反应剂和运载介质（空气）的消耗量大；③氨的泄漏量大；④生成的（NH₄）₂SO₄和NH₄HSO₄会腐蚀和堵塞下游的空气预热器等设备。

三、电子束照射同时脱硫脱硝技术

除尘后的烟气主要含SO₂、NO_x、N₂、H₂O。它们在电子

束加速器产生的电子束流辐照下，经电离、激发、分解等作用，可生成活性很强的离子、激发态分子。再经化学反应，可生成一系列新物质。

H₂O→H+OH O₂→2O

OH+NO→HNO₂ O+NO→NO₂

OH+NO₂→HNO₃ SO₂+O→SO₃

为提高脱除率，更好地回收和利用生成物，加入氨、石灰水等添加剂，生成固体化学肥料硫酸氨和硝酸氨。

电子束辐照处理烟气技术的优点有：能同时脱硫脱氮，处理过程中不用触媒，不受尘埃影响，没有老化、结集、阻塞、清洗等问题。由于是干式处理法，不影响原系统的热效率，烟气可不必在加热即从烟囱排放。添加氨时，生成物可作肥料使用。脱除率高达80%以上，设备占地面积小，系统简单，维修保养容易。

由于相关技术不够成熟，目前在大型锅炉的应用上有一定困难，但该技术具有相当理想的应用前景。

四、电晕放电等离子体同时脱硫脱硝技术

电晕放电过程中产生的活化电子（5～20eV）在与气体分子碰撞的过程中会产生OH、O₂H、N、O等自由基和O₃。这些活性物种引发的化学反应首先把气态的SO₂和NO_x转变为

高价氧化物，然后形成HNO₃和H₂SO₄。在氨注入的情况下，进一步生成硫酸氨和硝酸氨等细颗粒气溶胶。产物用常规方法（ESP或布袋）收集，完成从气相中的分离。

锅炉排放的烟气首先经过一级除尘，去掉80%左右的粉尘之后将烟气降温到70～80℃，目前降温的方法有两种：①热交换器，②喷雾增湿降温。一般增湿后的烟气含 H₂O约10%左右。降温后的烟气与氨混合进入等离子体反应器，反应产物由二次除尘设备收集。采用ESP或布袋均可，但选择布袋更优。最后洁净的烟气从烟囱排出。

电晕放电法与电子束辐照法是类似的方法，只是获得高能电子的渠道不同，电子束法的高能电子束（500～800keV）是由加速器加速得到。后者的活化电子（5～20eV）则由脉冲流柱电晕的局部强电场加速得到。该方法的NO_x脱除率相当可观，其投资和运行费用也相对较低，但目前由于脉冲电源等技术尚不成熟，因此，距离大面积工业应用还有一段距离。

五、生物法处理技术

生物法处理的实质是利用微生物的生命活动将NO_x转化为无害的无机物及微生物的细胞质。由于该过程难以在气相中进行，所以气态的污染物先经过从气相转移到液相或固相表面，可生物降解的可/微溶性污染物从气相进入滤塔填料表面的生物膜中，并经扩散进入其中的微生物组织，污染物作为微生物代谢所需的营养物，在液相或固相被微生物吸附净化。

虽然微生物法处理烟气中NO_x的成本低，设备投入少，但要实现工业应用还有许多的问题需要克服：①微生物的生长速度相对较慢，要处理大量烟气，还需要对菌种作进一步的筛选；②微生物的生长需要适宜的环境，如何在工业应用中营造合适的培养条件是必须克服的一个难题；③微生物的生长，会造成塔内填料的堵塞。

用生物法处理电站烟气中的NO_x目前还处于实验阶段，存在着明显的缺点，例如吸收塔的空塔气速、烟气稳定、反硝化菌的培养、细菌的生长速度和吸收塔的堵塞等问题都有待于解决。此技术要运用到实际工程中，还需要进一步的研究和发展。

六、催化分解法

理论上，NO分解成 N₂和 O₂是热力学上有利的反应，

NO→1/2N₂+1/2O₂，但该反应的活化能高达364kJ/mol，需

要合适的催化剂来降低活化能，才能实现分解反应。由于该方法简单，费用低，被认为是最有前景的脱硝方法，故多年来人们为寻找合适的催化剂进行了大量的工作。催化剂主要有贵金属、金属氧化物、钙钛矿型复合氧化物及金属离子交换的分子筛等。

对催化分解法反应的催化剂的研究虽然很多，但是用于燃煤电站的烟气脱硝所需要的催化剂，仍与实际要求有很大的距离，需要进一步寻找新型催化材料，探索新的催化剂制备技术以及设计新的催化工艺流程以求得突破，才能更好地应用到工程中来。

根据上述脱硝工艺因素分析，采用选择性非催化烟气喷氨脱硝法（SNCR）投资少，运行费用也低，但此方法反应温度范围狭窄，对炉膛温度要求比较高，对于煤种和负荷变化的适应性很差，运行困难，在全世界范围内采用此方法的也很少。电晕放电等离子体和湿法烟气同时脱硫脱硝技术都还在进一步研究中，离大规模的工业应用还有些距离。

一般采用选择性催化还原法（SCR），布置方式为前置式。该方法脱硝效率可以达到80%以上，工艺成熟，在全世界脱硝方法中占主导地位。