燃煤烟气多种污染物控制是我国大气环境质量提高的关键,传统污染治理多依靠装置的简单串联,在提高效率、降低能耗和减少占地等方面仍有改进空间。高压放电能够产生大量高能电子和活性物质,可以用于燃煤烟气中颗粒物的荷电、捕集和气态污染物的氧化。其与氨法脱硫结合的成套化复合污染物控制技术,能够去除烟气中的颗粒物、氮氧化物和二氧化硫,并控制尾气氨逃逸,形成化肥副产物。其中位于氨法脱硫塔和烟囱间的湿式放电反应器,可以在捕集尾气中气溶胶的同时氧化液相亚硫酸铵。本文以此为背景,对湿式放电反应器中亚硫酸铵的氧化过程和气溶胶捕集效果进行研究,并探索氮氧化物在亚硫酸铵溶液中的吸收过程。还设计制造了大风量氮氧化物发生装置,可以利用空气直接制造高浓度的氮氧化物混合气体。通过实验为湿式放电反应器的设计、放大和优化提供科学依据,可以计算其中亚硫酸铵氧化和氮氧化物吸收速率。氮氧化物发生装置在大风量下制备高浓度氮氧化物,还降低气源成本、提高实验安全性。湿式放电反应器中,亚硫酸铵可以被空气、放电和氮氧化物氧化。为厘清不同方法对氧化的贡献,本文采用亚盐滴定、烟气分析等方法分别测定了三者氧化亚硫酸铵的反应速率。当亚硫酸铵浓度为1mol/L时,空气、放电、NO和NO2氧化亚盐的速率分别为7.25、82.46、0.13和1.5 mol/(m2-h)。亚盐溶液浓度、pH、放电功率和氮氧化物浓度都影响氧化速率。空气和放电氧化速率随亚盐浓度和pH提高而先升后降,临界浓度分别为0.3和0.8mol/L,临界pH分别为7和9；放电功率越高,放电氧化速率越快。氮氧化物氧化速率则仅随亚盐或氮氧化物浓度增加而变大,NO2氧化速率在碱性溶液中高于酸性者,NO氧化反之,且在pH为8时最慢。不同亚盐阳离子对其氧化速率没有影响。为探讨氧化机理和速率控制因素,采用荧光溶解氧仪测量不同浓度亚盐溶液中的溶解氧含量,利用溴酚蓝分光光度法测量放电进入液相的羟基浓度,还比较了电晕和火花放电、正负极性放电的区别。亚盐浓度高于0.01 mol/L时,其中溶解氧含量低至0.01～0.06mg/L溶解氧含量低是限制空气强制氧化亚盐,尤其是高浓度亚盐速率的主要原因。在0.6J/L的能量密度下,电晕和火花放电氧化速率分别为0.33和2.46mol/(m2-h)。此时扩散至液相的羟基量为1.34×10-8(电晕)和2.72×10-9(火花)mol/min,折合1～10×10-9mol/J。尽管电晕放电能够产生更多羟基,但火花放电产生的氮氧化物不仅降低溶液pH,还能氧化亚硫酸铵。由于羟基产率的差别,正极性放电氧化速率是负极性的20倍。实验还研究了放电和溶液降膜流动对氨法脱硫尾气中气溶胶去除的效率。两者同时进行时对0.1-1μm粒径段气溶胶捕集效果最高,对水雾、亚硫酸铵溶液和氨水气溶胶的总捕集效率分别为36%、55%和96%。放电除雾效果与两者同时进行效果相近,而仅降膜流时,对氨水气溶胶在0.1-1μm粒径段有去除效果,亚硫酸铵气溶胶的捕集效果不明显,水雾颗粒个数则反有增加。此外,亚硫酸铵晶体在高湿度烟气中容易吸潮而黏附在壁面,不会成为脱硫尾气颗粒物的主要成分。基于实验所得数据,本文建立了空气、放电和氮氧化物氧化亚硫酸铵的动力学模型,模拟和实验结果显示空气强制氧化的速率控制因素是溶解氧含量和亚硫酸铵浓度,放电氧化受溶解氧含量、亚盐浓度、放电功率的影响,氮氧化物氧化则由氮氧化物和亚盐浓度控制。可以采用上述模型指导湿式放电反应器的放大、设计和优化,并预测运行效果。在一套自主研发的180,000 m3/h风量等离子体复合污染控制示范工程中,于氨法脱硫和烟囱间安装湿式放电反应器,二氧化硫、氮氧化物和颗粒物排放浓度可以控制在9-25、1-30和15～20 mg/m3以下。此外,为了实现在高风量条件下产生高浓度氮氧化物,本文还设计制造了氮氧化物发生器,并利用烟气分析仪、红外光谱仪、热像仪和高速相机等设备分析了交流电弧产生氮氧化物的过程和影响因素。模型样机可以在0～10 L/min的风量下,生成NO浓度0～3500 ppm, NO2浓度0～2000 ppm, NO/NO2在2-30之间；在小试样机中,风量在55～108 m3/h之间可调,可产生NO浓度0～2000 ppm之间,NO2浓度在0～400 ppm之间。