NaClO2湿法氧化脱硝污染物排放特征与监测方法研究

2018-09-28胡月琪郭建辉孔川张虎张超侯帅李萌

生态环境学报 2018年9期

胡月琪，郭建辉，孔川，张虎，张超，侯帅，李萌

北京市环境保护监测中心/大气颗粒物监测技术北京市重点实验室，北京 100048

燃料燃烧过程中排放的氮氧化物（NOx）是形成酸雨、光化学烟雾、温室效应、大气气溶胶等大气环境污染问题的前提物和主要根源之一（王琼等，2004；赵毅等，2008），可影响生态环境，危害人类健康（潘理黎等，2013；杨娟娟等，2014；张程等，2018），因此，如何有效降低燃料燃烧过程中产生的NOx排放，已引起世界各国研究人员的共同关注。氮氧化物种类很多，以NO和NO2为主，有关文献研究表明，燃料燃烧排放的烟气中，NO占氮氧化物的比例达 90%～95%，且几乎不被水和碱液吸收（郑德康等，2017；肖灵等，2011；Sada et al.，1979；Yang et al.，2016）。

烟气脱硝按照反应机理的不同，可分为还原法、吸收法、吸附法、等离子体法等，按工作介质不同可分为干法和湿法（王纯等，2011；高续春等，2016）。目前针对燃料燃烧烟气脱硝，实际使用较多的为选择性非催化还原法（SNCR）、选择性催化还原法（SCR）及其结合使用（Srivastava et al.，2005）。前者是将氨、尿素等还原剂直接喷入炉内，在高温区与烟气中的NOx发生反应，将NOx还原为N2，从而达到脱硝的目的，但其反应温度为 900～1100 ℃，且脱硝效率仅为 25%～50%（高续春等，2016），难于满足北京市地方排放标准中规定的NOx排放浓度限值（80 mg·m-3）要求（DB11/139—2015）。后者也是用氨、尿素等作为还原剂，在催化剂的存在下，将烟气中的 NOx还原成 N2，其脱硝效率可以达到80%～90%，但是催化剂适宜的反应温度一般为260～340 ℃（高续春等，2016），而大部分供暖锅炉和工业炉窑排放的烟气温度都不超过200 ℃，故大大限制了SCR的使用。

近几十年来，针对工业锅炉烟气脱硝中采用SCR、SNCR技术存在的不足，为实现低温烟气氧化脱硝，国内外研究人员先后尝试使用了O3（郭少鹏，2015）、H2O2（Thomas et al.，1996；Liu et al.，2010）、KMnO4（Chu et al.，2001a）、NaClO3（Guo et al.，2010）、NaClO2（赵静等，2012；Sada et al.，1979；Chien et al.，2000；Chien et al.，2003；Chu et al.，2003）和 NaClO（李颖等，2015；Mondal et al.，2013；Yang et al.，2016）等作为氧化剂进行湿法氧化脱硝试验研究。不少学者针对氧化脱硝效果较好的NaClO2进行了大量实验研究，分析了烟气温度、NO浓度、溶液pH值、氧化剂浓度等对NOx脱除效率的影响（赵静等，2012；Chu et al.，2003；Chu et al.，2001b；Adewuyi et al.，1999）。相关研究主要基于理论分析与烟气模拟实验研究，尚未见有实际工业应用的报道，亦未见分析评估NaClO2湿法氧化脱硝引起的二次污染物排放情况的研究报道。

本研究基于北京市3家集中供热厂9台实际使用NaClO2作为氧化剂进行的烟气湿法氧化脱硝的燃煤供暖锅炉，开展针对其脱硝烟气中气态污染物的排放监测与评价实测研究，评估烟气湿法氧化脱硝 NOx的实际排放水平与脱除效率，分析影响 NOx实际脱除效率的限制因素，探讨烟气湿法氧化脱硝后排放的二次气态污染物的排放水平和特征，探索准确监测NaClO2湿法氧化脱硝后烟气中产生的NOx和SO2的方法及影响监测结果的相关因素，以期为相关部门制定科学合理的 NOx排放控制政策提供技术支撑，对切实改善中国大气环境质量具有现实意义。

1 材料与方法

1.1 研究对象

表1列示了作为研究对象的北京市3家集中供热厂的燃煤供暖锅炉的基本信息。这 3家供热厂共 9台燃煤供暖锅炉均使用NaClO2溶液作为氧化剂和吸收剂进行烟气湿法氧化脱硝，使用 NaOH调节吸收液pH值。9台锅炉烟气净化设施布局大致相同，均是在锅炉燃烧烟气出口先用布袋除尘器除尘，之后烟气进入脱硫脱硝一体塔，塔底两层喷淋脱硫，塔顶3层喷淋脱硝，先脱硫后脱硝，脱硫浆液喷淋系统与脱硝氧化吸收液喷淋系统各自独立循环运行，最后烟气再经过除雾器脱水后进入烟囱排放。供热厂1、供热厂2使用的脱硫剂均为MgO，供热厂3使用的脱硫剂为NaOH，供热厂1、供热厂3锅炉额定供热量相同，略低于供热厂2锅炉的额定供热量。

1.2 NaClO2湿法氧化脱硝二次气态污染物确定

NaClO2湿法氧化脱硝脱除 NOx的反应比较复杂，许多学者在进行了一系列研究和对生成的主要产物进行分析后，对反应机理有了一定的了解（杨娟娟等，2014；王琼等，2004；乔慧萍等，2009）。一般认为，亚氯酸钠湿法氧化脱硝反应是气膜控制的吸收氧化反应，NO是一种很难溶于水的气体，可能存在首先将 NO快速氧化为易溶于水的 NO2等，而后NO2再进一步通过水合、氧化反应生成硝酸盐而被吸收。研究表明，脱硝反应最终生成了HNO3，反应过程中未发现 NO2-的存在（肖灵等，2011），氧化吸收液pH值在短时间内迅速下降，溶液转化为酸性，为提高对NOx的吸收率，反应过程中需不断补充NaOH以及时调节氧化吸收液pH值，进而提高NOx的去除效率，但过多的NaOH加入会降低或抑制 NOx吸收（王琼等，2004）。总之，在该反应过程中，NO被氧化成NO3-，而ClO2-转化为ClO-和 Cl-（赵毅等，2008）。

酸性条件下 NaClO2溶液存在以下水解和分解反应（王琼等，2004；赵毅等，2008；乔慧萍等，2009；赵静等，2012；Chu et al.，2003）：

NaClO2溶液与 NO气体可能发生的氧化和水合反应如下（乔慧萍等，2009；肖灵等，2011；郑德康等，2017）：

表1 测试锅炉及其烟气净化设施信息表Table1 Information form on operational parameters of tested boilers and its flue gas purification system

亚氯酸钠湿法氧化脱硝的总化学反应方程式如下（Chien et al.，2000；赵毅等，2008；郑德康等，2017）：

当烟气中存在SO2时，亚氯酸钠脱硫的总反应方程式为（赵毅等，2008）：

由于 NaClO2湿法氧化脱硝反应产物复杂，常伴有强烈刺激性气味逸出，依据以上 NaClO2湿法氧化脱硝反应机理分析，NaClO2的氧化能力在酸性环境下较强，但在pH较低时，容易分解为ClO2和Cl2。而 ClO2为氧化性更强的气体，极易溶于氧化吸收液中（郑德康等，2017），且具有与Cl2近似的辛辣的刺激性气味，并可提高烟气脱硝效率。

资料表明，25 ℃时，在酸性溶液中，下列物质的电极电势分别为：φθ(Cl2/Cl-)=1.358 V、φθ(ClO2/HClO2)=1.277 V、φθ(HClO/Cl2)=1.611 V 和φθ(HClO2/Cl-)=1.570 V（陈亚光等，2011），按照能斯特方程计算可得φθ(ClO2/Cl-)=1.511 V，φθ(HClO/Cl-)=1.485 V，因此在酸性条件下，从电极电势分析可以发现，相关氧化剂的氧化性强弱关系为：HClO2>ClO2>HClO>Cl2。可见，ClO2氧化性较 Cl2更强，同时在 25 ℃平衡时，液相中ClO2的浓度是气相中的23倍，ClO2水中溶解度是Cl2的5倍。因此，NaClO2湿法氧化脱硝后烟气中可能逃逸的主要气体是Cl2和在酸性条件下生成的HCl气体。

1.3 烟气排放评估监测分析方法

根据燃煤锅炉烟气 NaClO2湿法氧化脱硝可能生成的中间产物分析和相关污染物预监测结果探讨，以及烟气脱硫脱硝效率分析需要，确定净化前后烟气中气态污染物分析项目和监测方法，以准确评估NaClO2湿法氧化脱硝效果及污染物排放特征。表2所示为确定后的脱硝前后烟气排放评估气态污染物分析项目及其监测方法。

于 2015—2016年冬季各供暖燃煤锅炉稳定运行期间进行监测和采样，针对供热厂 1、供热厂 2共6台供暖燃煤锅炉烟气脱硫脱硝净化前后分别进行了连续2 d，每天3个频次的全部监测项目监测与采样分析，而供热厂3只对1#炉净化后烟气排放情况进行了1 d 3个频次的监测与采样。监测与采样期间，自动补充氧化剂和NaOH，以保持NaClO2溶液浓度（质量百分浓度 0.2%～0.3%），并将脱硝氧化吸收液的pH值控制在5～6之间，烟气脱硝反应温度控制在40～50 ℃，以达到最佳的脱硝效率。运行控制要求与相关研究烟气模拟实验最佳实验条件基本一致（王琼等，2004；赵毅等，2008）。监测和采样时，采样探头应加热至120 ℃，以防止烟气中水汽在采样管中冷凝而影响监测结果。当天即把用于相关项目分析而采集的吸收液样品送回实验室并完成分析。监测与采样所用仪器设备均进行了检定和校准。

1.4 数据处理

（1）实测的锅炉烟气 SO2、NOx排放浓度应按照GB13271和DB11/139的规定折算为基准氧含量排放浓度，以判定污染物排放是否达标。计算式（DB11/139—2015；GB13271—2014）如下：

表2 烟气排放评估分析项目及监测方法信息表Table 2 Information table of analysis project and monitoring method of the flue gas emission assessment

式中，ρ′为折算后标准状态下污染物的基准氧含量排放浓度，mg·m-3；ρ为实测的标准状态下污染物排放浓度，mg·m-3；φ′(O2)、φ(O2)分别为实测氧含量（体积分数）与基准氧含量，%。

（2）根据烟气净化装置进口和出口污染物的排放量计算其净化效率。在净化装置不漏气的情况下，污染物的净化效率计算式（GB5468—1991；HJ/T397—2007）如下：

式中，η为净化装置的净化效率，%；GJ、GC分别为净化装置进口和出口污染物的排放速率，kg·h-1；ρJ、ρC分别为净化装置进口和出口实测污染物浓度，mg·m-3。

2 结果与分析

2.1 烟气净化系统脱硫效率分析

图1所示为供热厂1、供热厂2和供热厂3燃煤锅炉烟气进入净化系统前后SO2实测浓度及其净化效率分析。净化系统实测SO2进口浓度、排放浓度分别为各锅炉测试当天烟气净化系统进口和出口3个频次实测结果的平均值，即3 h实测浓度平均值。

由图1可知，供热厂1第1天3#炉净化系统SO2进口浓度较高，达到783 mg·m-3，其他各锅炉净化系统SO2进口浓度均较低。供热厂1各锅炉净化系统SO2平均进口浓度（506 mg·m-3）明显低于供热厂2各锅炉净化系统 SO2平均进口浓度（670 mg·m-3），但3个供热厂所有锅炉烟气经过净化后实测SO2排放浓度都很低，稳定在3～6 mg·m-3范围内，几乎可被完全脱除干净。从图1还可看出，供热厂1、供热厂 2净化系统 SO2的净化效率高达99.1%～99.6%，且净化系统 SO2进口浓度对其净化效率无显著影响。

2.2 烟气净化系统脱硝效率分析

图2所示为供热厂1、供热厂2和供热厂3燃煤锅炉烟气进入净化系统前后 NOx实测浓度及其净化效率分析。净化系统实测NOx进口浓度、排放浓度分别为各锅炉测试当天烟气净化系统进口和出口3个频次实测结果的平均值，即3 h实测浓度平均值。

由图2可知，供热厂1各锅炉净化系统NOx平均进口浓度（238 mg·m-3）明显低于供热厂2各锅炉净化系统NOx平均进口浓度（304 mg·m-3），供热厂1、供热厂2各锅炉烟气经过净化后实测NOx排放浓度介于82～113 mg·m-3之间，各锅炉燃烧烟气经湿法氧化脱硝净化处理后烟气中NOx的排放相对稳定，实测排放浓度均低于120 mg·m-3，而供热厂3的1#炉净化后烟气实测 NOx的排放水平为 139～144 mg·m-3，显著高于供热厂1、供热厂2的实测排放水平。从图 2还可看出，2个供热厂各烟气净化系统NOx的净化效率介于 52.5%～74.3%之间，平均为65.1%；且NOx进口浓度升高，则NaClO2湿法氧化脱硝系统NOx的净化效率有一定程度的提高。

2.3 脱硫脱硝烟气达标排放分析

图3所示为3个供热厂燃煤锅炉烟气经过脱硫脱硝后SO2基准氧含量排放浓度、实测NOx排放浓度及其基准氧含量排放浓度和烟气氧含量的相关性分析。烟气净化系统SO2、NOx基准氧含量排放浓度分别为各锅炉测试当天烟气净化系统出口3个频次基准氧含量排放浓度的平均值，即3小时基准氧含量排放浓度平均值。

图1 SO2实测浓度及其净化效率Fig. 1 Measured concentration and purification efficiency of SO2

图2 NOx实测浓度及其净化效率Fig. 2 Measured concentration and purification efficiency of NOx

图3 SO2/NOx基准氧含量排放浓度与烟气氧含量的相关性Fig. 3 Correlation between SO2 or NOx emission concentration in the benchmark oxygen content and oxygen content in flue gas

由图3可知，各燃煤锅炉烟气经过净化后，2 d各频次出口SO2基准氧含量排放浓度为2～7 mg·m-3，满足北京市地方标准中燃煤锅炉 10 mg·m-3的排放浓度限值（DB11/139—2015）；净化系统出口 NOx基准氧含量排放浓度介于 92～105 mg·m-3之间，均超过了北京市地方标准中现行的在用燃煤锅炉排放浓度限值（80 mg·m-3，DB11/139—2015）。从图3还可发现，锅炉燃烧烟气经NaClO2湿法氧化脱硝系统后，SO2和NOx基准氧含量排放浓度均与烟气氧含量无显著相关性。

图4所示为2个供热厂燃煤锅炉烟气经过脱硫脱硝后SO2、NOx净化效率与烟气氧含量的相关性分析。从图4可看出，净化系统SO2净化效率与烟气氧含量无显著相关性，而NOx的净化效率与烟气氧含量之间有一定程度的相关性，即烟气氧含量升高，NOx净化效率有一定程度的提高。

2.4 NaClO2湿法氧化脱硝二次气态污染物排放分析

图5所示为3个供热厂7台燃煤锅炉烟气经湿法氧化脱硝净化后烟气中实测HCl排放浓度。从图5可看出，NaClO2湿法氧化脱硝后烟气中有一定程度的HCl气体逸出，其排放浓度介于0.22～11 mg·m-3之间。从监测结果看，大部分锅炉烟气中HCl的排放浓度低于4 mg·m-3，占全部监测结果的90%，只有4次监测结果超过4 mg·m-3。另外，除供热厂2中1#燃煤锅炉第1天有1次监测结果为11 mg·m-3，超过了北京市地方标准《大气污染物综合排放标准》（DB11/501—2017）规定的排放浓度限值（10 mg·m-3）外，其余锅炉各频次HCl均达标排放，达标率为97.4%。

图4 SO2/NOx净化效率与烟气氧含量的相关性Fi g. 4 Correlationbetween SO2 or NOx purification efficiency and oxygen content in fluegas

图5 HCl排放浓度及其标准限值Fig. 5 Emission concentration and standard limit of HCl

图6 所示为3个供热厂7台燃煤锅炉烟气经湿法氧化脱硝净化后烟气中实测 Cl2排放浓度。从图6可发现，NaClO2湿法氧化脱硝后烟气中有大量的Cl2逸出，其排放浓度介于1.4～30 mg·m-3之间，除供热厂1中1#、2#炉4次监测结果满足北京市地方标准《大气污染物综合排放标准》（DB11/501—2017）规定的排放浓度限值（3.0 mg·m-3）外，其余各频次监测结果均属超标排放，超标率高达89.7%。大部分烟气中 Cl2排放浓度监测结果超过 10 mg·m-3，占比超过 46%，其中最高排放浓度为 30 mg·m-3，超标倍数高达10倍。3个供热厂所有燃煤锅炉湿法氧化脱硝后烟气中Cl2排放浓度2 d测试结果的平均值为11.9 mg·m-3，可见二次污染物Cl2超标排放情况比较严重。

Cl2是一种有毒气体，具有强烈的刺激性窒息气味，对人体的眼、呼吸道、粘膜有刺激作用，浓度在1～6 mg·m-3时，就会对人体引起显著的刺激和不适（李月生等，2009）。可见NaClO2湿法氧化脱硝后大量逸出的 Cl2可能具有更大的环境危害，因此应加强对 NaClO2湿法氧化脱硝工艺脱硝生成物的后续处理及二次污染物排放控制的研究。此外，NaClO2因储存、处置不当会发生燃烧或爆炸风险，所以 NaClO2湿法氧化脱硝对周围居民的生活和环境会产生潜在安全风险和环境风险。

2.5 NaClO2湿法氧化脱硝后烟气4种监测方法结果比较

本研究采用的国标HJ692—2014测定固定源废气中NOx和HJ629—2011测定固定源废气中SO2的方法均是非分散红外法（以下简称非分散红外法），国标HJ57—2017和HJ693—2014分别是测定固定源废气中SO2和NOx的定电位电解法（以下简称定电位电解法），国标 HJ/T43—1999是测定固定源废气中NOx的溶液吸收法（以下简称溶液吸收法），而供热厂1中采用的是基于化学发光法测定NOx的烟气排放连续在线监测系统（以下简称CEMS法）。

图 7所示为供热厂 1中 1#炉基于非分散红外法、定电位电解法和溶液吸收法及CEMS法测量的净化后烟气中NOx和SO2的排放浓度。从图7可看出，定电位电解法的监测结果明显高于非分散红外法的监测结果，其中非分散红外法SO2监测结果基本为该方法检出限（3 mg·m-3），NOx监测结果为92～96 mg·m-3；而定电位电解法SO2的监测结果高达 51～77 mg·m-3，NOx的监测结果高达 173～203 mg·m-3，可见两个方法之间的监测结果差距较大。从图7可发现，溶液吸收法测定的NOx监测结果介于 19.7～32.4 mg·m-3，大约只有非分散红外法监测结果的四分之一；而CEMS法测定的NOx监测结果为48～56 mg·m-3，大约只有非分散红外法监测结果的二分之一。

3 讨论

3.1 NaClO2湿法氧化脱硝系统净化效率分析

表 3对比了本研究与近年来部分相关研究结果。从表3可看出，本研究2个供热厂烟气净化系统SO2的净化效率整体略好于其他相关研究结果，与赵毅等（2008）的有关研究结论基本一致，比赵静等（2012）的研究结论和Chien et al.（2000）的研究结论略高。

对比发现，有关文献均是基于实验室烟气模拟试验，实验烟气流量较小，气液比相对较大，便于烟气与脱硝氧化吸收液充分接触，有利于提高污染物的净化效率，而本研究为 NaClO2湿法氧化脱硝实际工业应用，烟气流量是模拟实验的数千倍甚至数万倍，气液比相对较低，且实验混合烟气中SO2与NOx浓度均是实际烟气的数倍。本研究锅炉燃烧烟气除尘后再经脱硫脱硝一体塔，先经过 MgO喷淋脱硫脱除大部分 SO2，之后烟气进入 NaClO2湿法氧化段同时脱硫脱硝，事实上增加了烟气中的SO2与吸收液（包括脱硫吸收液和脱硝氧化吸收液）的接触反应时间，因此提高了烟气中SO2的净化效率，使其接近于100%。

图7 4种监测方法测试结果的比较Fig. 7 Comparison of test results of 4 monitoring methods

从表3还可发现，烟气净化系统NOx净化效率比赵毅等（2008）的研究结论明显偏低，可能赵毅等模拟实验使用的是小型鼓泡反应器和较小的烟气流量，使其气液接触时间显著延长，而有利于NOx的充分氧化吸收，从而获得较高的脱硝效率。本研究NOx净化效率略高于Chien et al.（2000）的36.6%～71.9%和赵静等（2012）的 59.3%，净化系统在较低气液比和较低的NOx进口浓度时，其NOx的净化效率仍较高，主要原因可能是烟气净化系统有3层喷淋脱硝，延长了气液接触反应时间，另外，在锅炉燃烧排放的烟气中可能存在对 NaClO2湿法氧化脱硝具有促进氧化吸收作用的成分，而使NOx净化效率较高。

3.2 烟气氧含量对净化系统脱硝效率的影响分析

结合图2、图4可以发现，供热厂2的3#锅炉净化系统2 d的实测NOx进口浓度基本相当，分别为 299 mg·m-3和 301 mg·m-3，而烟气氧含量分别为7.2%和7.5%，但净化系统NOx净化效率却由62.2%提升至65.1%；供热厂1的1#锅炉2 d的烟气氧含量基本一致，分别为10.2%和10.3%，而实测NOx进口浓度分别为 186 mg·m-3和 202 mg·m-3，净化系统NOx净化效率由53.4%升为57.7%；供热厂1的3#锅炉第2天与供热厂2的1#锅炉第1天净化系统的实测 NOx进口浓度分别为 287 mg·m-3和 289 mg·m-3，烟气氧含量分别为9.1%和10.6%，净化系统NOx净化效率分别为67.7%和70.7%。可见净化系统NOx净化效率与NOx进口浓度和烟气氧含量有一致的变化趋势，即烟气氧含量越高、NOx进口浓度越高，NOx的净化效率越高。

结合图2、图3可看出，所测9台燃煤锅炉烟气净化后实测NOx排放浓度范围较宽，介于82～144 mg·m-3之间，而折算为基准氧含量排放浓度范围变化很小，介于 92～105 mg·m-3之间，即(98±7) mg·m-3。可见，烟气氧含量虽与NaClO2湿法氧化脱硝NOx的净化效率有一致的变化趋势，但烟气氧含量可能对净化系统NOx的净化效率有一定的制约作用，致使净化后烟气中 NOx的基准氧含量排放浓度基本处于同一排放水平。

有学者通过烟气模拟实验发现，其他条件相同的情况下，烟气氧含量由2%提升至10%，而NOx净化效率仅由93%左右提升至95%左右（赵毅等，2008）；也有学者模拟在不同的NO和SO2浓度下，烟气氧含量由0%提高至6%，发现烟气氧含量对净化系统NOx吸收率的影响甚微（Chu et al.，2003）；Chien et al.（2000）实验也发现2%～12%的烟气氧含量对净化系统NOx的净化效率影响不显著。烟气模拟实验研究结论与本研究结论存在一定差异，也未见文献报道烟气氧含量参与 NaClO2湿法氧化脱硝反应的分析。由于实际燃煤锅炉燃烧烟气组分繁杂及亚氯酸氧化吸收反应复杂，燃烧烟气中氧含量影响 NaClO2湿法氧化脱硝反应的相关机理有待进一步研究。

3.3 NaClO2湿法氧化脱硝后烟气排放监测方法探讨

燃煤锅炉烟气NaClO2湿法氧化脱硝后由于其烟气组分复杂，反应过程中会产生有毒气体，并使烟气氧化还原性质发生改变，因此针对净化后烟气排放情况的监测方法选择，是准确评估烟气中NOx、SO2的真实排放情况以及烟气净化系统净化效率的基础。

非分散红外法测定固定源废气中 NOx和 SO2均是基于被测气体对特定波长红外光谱具有选择性吸收，根据朗伯-比尔定律，在一定浓度范围内，吸收值与被测气体的浓度呈线性关系，从而测量出废气中被测气体的浓度（HJ629—2011；HJ692—2014）。非分散红外烟气分析仪可通过过滤器除尘、除湿冷却装置快速除湿及废气降温等消除或减少颗粒物、水分和高温的干扰，并通过串联型气动检测器或气体滤波相关技术消除其他气体对被测气体的干扰（HJ629—2011；HJ692—2014；国家环境保护总局空气和废气监测分析方法编委会，2007），因此本研究以非分散红外法作为基准监测方法。

SO2、NO和 NO2定电位电解传感器容易受到混合气中 CO、Cl2、H2S、HCl、C2H4、HCN、H2、NH3等气体不同程度的干扰，同时被测气体之间也存在相互干扰（HJ57—2017；HJ693—2014；国家环境保护总局空气和废气监测分析方法编委会，2007），可能由于NaClO2湿法氧化脱硝后烟气组分复杂，相关气体组分对定电位电解传感器造成了较大的干扰，故定电位电解法测定结果偏高。本研究选择的溶液吸收法是根据被测物质与吸收液组分的反应生成物颜色深浅，用分光光度计测定特定波长处的吸光度并与标准曲线进行对比，进而计算出排放浓度（HJ/T43—1999）。可能由于烟气氧化还原性质的改变和 Cl2等的存在，使吸收液中组分或其反应生成物发生氧化还原反应与脱色反应，最终使吸收液颜色变浅，从而使监测结果偏低。

CEMS方法（化学发光法）测定NOx的工作原理是基于 NO与 O3的化学发光反应生成激发态的NO2分子，其在返回基态时放出与NO浓度成正比的光，用红敏光电倍增管接收此光的强度即可测得NO浓度，废气中的NO2应先转换成NO，再与O3反应后进行测定（国家环境保护总局空气和废气监测分析方法编委会，2007）。烟气净化前 NO占比达90%～95%，NaClO2湿法氧化脱硝后一般需要控制烟气中 NO2与 NO 的比例为 1～1.3（王琼等，2004），因此CEMS测定结果偏低有可能是未安装NO2-NO转换器或未及时更换NO2转换器的还原剂使NO2转换效率下降所致。

总之，由于 NaClO2湿法氧化脱硝后烟气组分复杂，导致不同监测方法测定的SO2和NOx结果差异很大，选择脱硝后烟气中SO2和NOx的测定方法应慎重，且定电位电解法和溶液吸收法不适宜用于测定该烟气中的SO2和NOx。