一、煤中砷的迁移及富集机理（论文文献综述）
何楷强[1]（2021）在《燃煤过程砷硒形态分析及气态砷吸附固化研究》文中进行了进一步梳理煤中微量砷硒在燃烧过程中会被释放进入烟气,最终排入环境,危害人体健康,开展燃煤烟气重金属（尤其是高毒气态砷）控制研究迫在眉睫。了解燃煤过程砷硒形态转化规律,将有助于为重金属控制提供科学依据。目前重金属形态分析主要包括结合形态与化学价态分析两个方面。由于燃煤及其产物基质复杂,数量巨大,传统结合形态分析方案操作时间长,效率低,很难满足大量样品的快速分析需求;化学价态也存在样品前处理手段缺乏的技术难点。本文以微波和超声为辅助强化手段,成功建立了快速逐级化学提取砷硒结合形态分析方法及高效砷化学形态分析样品前处理方法,实现了燃煤及其产物中砷硒的快速形态分析和灵敏识别。在此基础之上,以气态砷为主要研究对象,深入研究了其在典型金属氧化物表面的形态迁移和转化过程。建立了超声辅助顺序提取（UASE）和微波辅助顺序提取（MASE）方案,实现了粉煤灰和煤样品中砷硒结合形态的快速分析。与传统方法相比,UASE方案砷硒的理论提取操作时间大大缩短（由传统24.5 h分别缩短至70 min和90 min之内）;MASE方案可使整个过程的操作时间从24.5 h大幅缩短至45 min之内。提取回收率大于80.0%,稳定性良好。实际样品分析表明,粉煤灰中硒形态主要为非特异性吸附态（F1）和弱Fe-Al结晶态（F3）;煤中硒主要以弱Fe-Al结晶态存在;对于粉煤灰和煤中砷,弱Fe-Al结晶态所占比例均显着高于其它组分。针对燃煤及其产物建立了超声/微波强化砷化学形态样品前处理方法。微波辅助（2000 W、80 ℃、40 min）和超声辅助（40 kHz、20℃、40 min）分别是煤/粉煤灰和石膏样品中砷价态的最佳提取方法。采用高效液相色谱-氢化物发生-原子荧光光谱法（HPLC-HG-AFS）成功测定了电厂煤、粉煤灰和石膏中砷的化学价态。样品分析结果表明,煤中砷主要以As（V）形式存在,As（Ⅲ）所占比例较低,而在粉煤灰和石膏中仅检测到了 As（V）。考虑到砷的结合形态和化学价态均与其环境迁移能力和毒性有关,通过形态的迁移和转化可以实现砷的固化和减毒,因此燃煤及其产物中砷形态分析技术有助于从形态转化的角度为烟气砷污染控制技术研发提供新思路。顺序提取和化学形态分析表明砷在燃煤产物中主要以铁铝氧化物结合态（F3）存在,且砷从低价态向高价态氧化（As（Ⅲ）-As（V））是实现气态砷在颗粒物或金属氧化物表面高效吸附和固化的关键。因此,研究制备了系列不同摩尔比Fe-Mn双元氧化物（FMBO）,详细研究了其对气态砷化物的脱除性能。结果表明,与Mn、Fe单金属氧化物相比,Mn-Fe双元金属氧化物展现出优异的气态砷协同吸附性能。600℃模拟烟气条件下,吸附剂吸附性能良好且稳定,吸附能力可达24.23±2.47 mg/g。采用X射线光电子能谱（XPS）和HPLC-HG-AFS联用系统对吸附剂表面吸附态砷和可溶性砷进行分析,结果表明锰氧化物可将As2O3氧化为As2O5,促进了其在铁氧化物表面的有效吸附。考虑到As（V）的毒性低于As（Ⅲ）,Fe-Mn协同作用不仅有效提高了气态砷化合物的吸附能力,还实现了捕集后砷的减毒化。因此进一步制备Fe-Mn-Ti三元金属氧化物（FMTO）有效提高了材料的低温电子转移能力,促进低价砷氧化和表面有效吸附。350℃模拟烟气条件下,FMTO的砷吸附能力为37.0±4.8 mg/g,As（Ⅲ）氧化率高达100%,且表现出了优良的高浓度烟气组分耐受性。通过HPLC-HG-AFS和浸出实验进一步证明了三元金属氧化物对气态砷的固化和减毒效果,通过电子自旋共振（ESR）与XPS表征技术,证实钛和锰主要发挥氧化作用,铁则发挥吸附作用。针对传统金属氧化物成本较高的局限性,研究还成功制备了系列锰负载凹凸棒土（ATP）复合材料,该吸附剂表现出对气态砷良好的固化脱除性能。针对该吸附剂,烟气组分SO2与NO均表现出促进作用。SO2主要通过形成硫酸盐进而与砷结合促进吸附效率的提高,而NO则有助于As（Ⅲ）向As（V）转化。毒性浸出实验和顺序提取测试结果表明,Mn修饰ATP材料通过水合与氧化作用表现出对砷良好的固定化作用,大大降低了吸附剂中砷的二次暴露风险。本研究建立了快速的燃煤及其产物中砷硒结合形态与化学价态的灵敏检测方法和高效样品前处理技术,合成制备了系列气态砷吸附固化材料,结合形态分析技术,较深入探讨了吸附固化过程和机理,对燃煤污染监测和控制技术发展具有重要参考意义。
鲁子龙[2]（2021）在《砷、硒、铅在燃煤过程的迁移及其与矿物的关联》文中研究表明我国作为能源消耗大国,由于富煤、缺油、少气的国情,长期以来一直将煤炭作为主要的一次能源。燃煤过程中不仅会产生酸性气体和颗粒物,还会向大气排放出大量有毒有害的痕量元素,污染环境的同时也对人类健康造成威胁。煤中的痕量元素和矿物质是燃煤污染物产生的主要因素,痕量元素的赋存形态与矿物的种类及含量密切相关,而痕量元素在燃煤过程中的迁移也与矿物的形态变化有着重要联系。因此,研究煤中痕量元素赋存特性及其与矿物的亲和性,确定燃煤过程中痕量元素的迁移转变与矿物相态变化间的关联特性,对预测煤炭燃烧过程重金属的释放特性具有指导作用,对控制痕量元素排放的污染有着重要意义。痕量元素由于含量低、形态多样、易挥发等特点,对其进行定量检测一直是相关领域的难点问题。本文通过改进了两种传统的逐级提取法（BCR和Tessier）的流程和试剂,排除了试剂中的离子干扰,缩短了提取时间从而减少了提取过程中重金属离子的再吸附现象。以煤中常见的砷、硒、铅三种痕量元素为研究对象,用改进后的方法对两种采自电厂的工业燃煤（准东低钠煤和鄂州煤）和一种典型褐煤（白音华煤）中痕量元素砷、硒、铅的赋存形态和含量进行检测。研究结果表明,白音华煤为高砷煤,鄂州煤为高铅煤,准东低钠煤的痕量元素含量正常。白音华煤中痕量元素主要以硫化物结合态形式存在的As为主,且As的挥发性易随温度升高而增大;鄂州煤中重金属主要为硫化物结合态的Pb,其挥发性同样极易随温度变化而改变;准东低钠煤中则含有较大比例的硅铝酸盐结合态和残渣态的砷。硒在煤中主要为硫化物结合态和有机结合态,其他形态含量相近。白音华煤和鄂州煤的高温灰化和低温灰化实验参照GB/T 212—2008《煤的工业分析方法》中的高温灰化流程,低温灰化的温度采用TG-DTG结合外推法确定。灰样的XRD、XRF、SEM-EDS和TG-DTG分析结果说明,燃煤过程发生的矿物变化主要是,高岭土逐渐脱羟基变成偏高岭土,最终转变成莫来石;黄铁矿氧化形成赤铁矿;石膏脱水形成硬石膏。煤中痕量元素在燃烧后大部分迁移到了飞灰和气相中,灰化过程各重金属的释放率受燃烧温度的影响较大,其硫化物结合态含量越高,释放率随温度升高增加的程度越大。为研究煤中典型矿物对燃煤过程中痕量元素迁移的影响,以高岭土和碳酸钙这两种煤中典型矿物为对象,在一定比例下分别将两种矿物与煤混合燃烧,进而研究两种矿物对燃煤过程中痕量元素砷和铅释放规律的影响。此外还分别通过TG-DSC、氮气吸脱附和SEM等手段考察了碳酸钙和高岭土的高温转化规律和表面微观结构。实验结果表明,高岭土和碳酸钙对砷和铅均有捕集作用,对硒则几乎没有脱除效果:碳酸钙能通过反应生成稳定的Ca3（As O4）2来捕集As,对Pb有一定的物理吸附效果,对Se的捕集效果很弱;高岭土对As和Pb均有化学吸附效果,且对Pb的吸附效果相对更好,而对Se则无吸附效果。两种矿物对As和Pb的捕集效果随添加量的增大而增强,但增强幅度会逐渐减弱。本文改进了逐级提取方法,并通过该方法测定了煤中砷、硒、铅的赋存状态;分析了灰化过程中砷、硒、铅的迁移特性和矿物的转变规律。以高岭土和碳酸钙为例考察了单一矿物对燃煤过程中砷、硒、铅释放的影响,为燃煤过程痕量元素脱除控制技术的开发奠定了基础。
黄永达,胡红云,龚泓宇,刘慧敏,付彪,李帅,罗光前,姚洪[3]（2020）在《燃煤电厂砷、硒、铅的排放与控制技术研究进展》文中研究说明煤炭是中国重要的能源资源,而中国煤中重金属砷、硒、铅含量较高,燃煤电厂已经成为重要的砷、硒、铅排放源之一。针对电厂燃煤带来严峻的砷、硒、铅污染问题,本文首先介绍了燃煤释放的砷、硒、铅排放量大且危害性强,概述了世界各国关于重金属排放控制的相关政策法规,指出中国对燃煤重金属砷、硒、铅的排放控制势在必行;其次从煤中赋存形态、燃烧过程中的形态转化和质量分布三个方面阐释了燃煤过程中砷、硒、铅的迁移转化规律,重点描述了砷、硒、铅在颗粒物上的形态特征和尺度分布;最后综述了燃烧前、燃烧中和燃烧后对砷、硒、铅的排放控制技术,详述了吸附剂捕集和烟气净化装置协同脱除的研究进展,并论述了低低温除尘器和团聚技术对砷、硒、铅的强化脱除潜力。以期为燃煤电厂重金属砷、硒、铅超低排放的实现提供参考和指导。
赵小平[4]（2020）在《污泥焚烧过程中As和Se的迁移转化特性研究》文中指出污泥焚烧过程中有毒痕量元素的释放对环境和人体健康造成巨大威胁,研究其释放和迁移转化的影响因素是控制其排放的有效途径。本文选用某市生活污泥为原料,研究了污泥中As和Se的赋存形态及污泥热解焚烧过程中反应温度和气氛对其释放的影响规律,并通过热力学平衡计算和沉降炉、立式炉实验台实验探究的方式,研究了污泥中主要矿物对As和Se的吸附特性,为污泥实际焚烧时,As和Se的排放控制提供了理论基础。使用改进的BCR法研究了污泥中As和Se的赋存形态,研究发现污泥中As形态分布较为均匀,而Se大多为有机态。在污泥焚烧时,As和Se存在两个主要的失重峰,其一为200～500℃,此时随着污泥中有机质的分解,As和Se逐渐释放到烟气中,第二个失重峰为600～1000℃,此时随污泥中无机物质及硫化物的分解,使污泥中可挥发的As和Se基本挥发完全,其中约有75%的As和90%的Se挥发进入烟气中。污泥热解焚烧的气氛对的释放具有明显影响,研究发现CO2含量的提高对As和Se的挥发具有一定的抑制作用,而O2含量的提高则明显促进其挥发,水蒸气可以促进污泥中CaCO3分解为具有很好孔隙结构的CaO,使As和Se的挥发受到抑制。热力学平衡计算表明,在污泥焚烧过程中As和Se主要以AsO2（g）、As4O6（g）和SeO2（g）的形式存在于烟气中,当添加CaO、CaCO3、MgO、Fe2O3时可以与烟气中的As和Se发生反应生成相应的盐,Al2O3可以与As结合生成热稳定的AlAsO4,而与Se不发生反应,以物理吸附的方式抑制Se的挥发。通过向污泥中添加矿物的方式,发现CaO对As的吸附效果最好,Fe2O3对Se的吸附效果最好。水蒸气会明显削弱碱金属氧化物的吸附能力,而其可以促进CaCO3对As和Se的吸附。通过机理研究发现加入水蒸气后CaO和MgO反应后样品有一定增重,说明水蒸气的加入可以与其发生反应,使其对As和Se的吸附能力明显降低,而水蒸气主要通过占据Fe2O3活性位点的方式减弱其吸附能力,适当浓度的水蒸气对CaCO3吸附As的能力有一定改善,而水蒸气浓度过高则会产生抑制作用。温度对不同矿物吸附As和Se的能力具有明显影响,温度升高不仅可以提高吸附剂的反应活性,而且会使吸附剂产生一定程度的烧结,当温度高于900℃时,其烧结作用逐渐明显,使其吸附能力降低。CaCO3在高温分解过程中分解产生的CO2可以使颗粒外部生成的CaO形成孔隙结构,提高其吸附能力。高温下CaCO3与Fe2O3掺混后可以生成Ca2Fe2O5,使复合吸附剂的吸附能力得到提升,当其比例为3:1时,可达到最佳吸附效果,实现As和Se的高效脱除。
龚泓宇,胡红云,刘慧敏,李帅,黄永达,付彪,罗光前,姚洪[5]（2020）在《燃煤过程中砷的迁移转化及控制技术综述》文中进行了进一步梳理砷是煤中广泛存在的一种高挥发性的有毒重金属元素。我国大量的煤炭燃烧是砷的主要人为排放源之一,因此控制燃煤过程中砷的排放至关重要。综述了燃煤过程中砷的迁移转化行为,包括煤中砷的赋存形态、燃煤过程砷的释放特性及燃煤产物中砷的分布,重点阐释了燃煤产生细颗粒物中砷的尺度及形态分布特性。进一步,基于炉型选择和添加剂技术提出了炉内砷强化控制技术,根据烟气净化装置对不同尺度及形态含砷颗粒物的捕集特性,分析了炉后控制技术对颗粒物与砷的协同脱除作用,旨在为燃煤电厂砷及其他挥发性重金属的排放控制提供参考。
邹潺[6]（2020）在《煤粉恒温燃烧砷的释放特性及转化迁移机理研究》文中研究指明燃煤过程中会产生痕量元素污染物砷,其不仅对人体具有致癌性,也对环境造成严重威胁,受到国内外的广泛关注。本文研究了煤中砷的赋存形态及燃烧过程中砷释放迁移特性。基于恒温热重实验系统,探讨了温度、砷的赋存形态、气氛等对煤燃烧过程中砷释放影响规律。采用量子化学计算中的密度泛函理论,从分子层面上研究了煤中砷的赋存形态,在此基础上搜索煤中砷氧化反应的路径,探讨了从煤中释放的气相砷在烟气中的迁移转化机理。本工作通过对燃煤过程中砷的释放及迁移机理研究,为燃煤电厂砷的释放预测及控制方法提供了一定的理论依据。主要工作内容如下:（1）基于恒温热重实验系统,选择挥发分和灰分含量差别较大的六种煤样,研究了不同温度（600～1300℃）、不同燃烧气氛（空气气氛和富氧气氛）下燃烧过程中砷的释放规律。实验结果表明:在700～1000℃温度区间内,砷的挥发比例显着增加;煤中挥发分含量对燃烧初期砷的挥发速率有促进作用,而煤中灰分含量对砷的挥发速率影响很小;CO2对燃烧过程中砷的释放有一定的抑制作用,但随着温度升高,其抑制作用减弱;H2O对燃烧过程中砷的释放具有促进作用,且随着H20浓度的增加,砷的最终挥发比例逐渐升高。（2）应用量子化学密度泛函理论计算方法研究了煤中砷的赋存形态特性。通过对可能的初始构型进行优化,得到不同的优化构型,计算和分析各结构的能量和几何构型。砷在黄铁矿中的赋存形态有两大类:扩散在黄铁矿晶格中和取代黄铁矿中的硫。计算结果表明,存在四种扩散在黄铁矿中砷的构型,其形成能在-234.14～180.42 kJ/mol之间;对于取代黄铁矿中硫的砷,主要有两种构型,其形成能分别为-619.34 kJ/mol和-722.11 kJ/mol。（3）采用密度泛函理论计算方法,研究煤中硫化物结合态砷的氧化反应机理,讨论了燃烧气氛中H2O对煤中砷氧化机理的影响。构建并分析O2和H2O在FeS2（100）表面的不同吸附构型,选择最稳定的吸附结构研究在有H2O和无H2O情况下FeS2（100）表面砷氧化的反应路径;最后,在反应路径的基础上分析其反应热力学和动力学,研究温度对平衡常数和反应速率常数的影响。计算结果表明:相比于其他吸附位点,O2分子更倾向于吸附在FeS2（100）表面砷原子和铁原子之间的桥位上,H2O分子更倾向于吸附在FeS2（100）表面铁原子位点上;在FeS2（100）表面上预吸附H2O能够促进O2分子的吸附,从而有利于砷的氧化反应;通过分析FeS2（100）表面上砷氧化反应路径上的决速步,在有H2O的情况下,其反应过程的能垒为98.49 kJ/mol,这比FeS2（100）表面上不含H2O时的反应决速步能垒（116.05 kJ/mol）要低一些,说明了在有H2O的情况下,FeS2（100）表面的砷更容易氧化形成氧化砷。（4）基于密度泛函理论计算方法,研究气相砷与烟气中气体成分之间的反应,探究气相砷的转化机理。选择烟气中的NOx和CO,研究了这些组分与气相砷之间的反应机理,搜索NOx和CO氧化还原气相砷的反应路径,分析反应过程中的几何结构和能量变化。理论计算表明:烟气中的NOx可以氧化气相砷,且NO2的氧化作用最强,As与NO2的反应速率曲线受温度的影响小,在考虑的温度范围内该反应瞬间完成;烟气中的CO可以与气相砷发生均相还原反应,也可以在焦炭表面进行非均相还原反应;AsO2分子在焦炭表面的吸附方式对其还原影响很大,分子中的两个氧原子吸附在焦炭表面的活化能高于其均相反应,而AsO2分子中的砷原子和氧原子吸附在焦炭表面时的活化能远低于其均相反应;As2O3和CO的均相反应能垒低于其异相反应能垒,即As2O3分子更容易与烟气中的CO进行均相反应。（5）应用密度泛函理论的计算方法研究了烟气中气相砷在飞灰中的迁移机理。通过构建并分析气相砷（As和As2O3）在飞灰碳基表面的不同吸附构型,得到气相砷在飞灰碳基表面的关键步骤。进一步研究气相砷在飞灰碳基表面的吸附,就CO2在飞灰碳基表面的作用机制以及对气相砷的影响特性进行了探讨。模拟计算结果发现,飞灰碳基表面对As的吸附能力强于As2O3,As与飞灰碳基表面之间存在化学吸附,而As2O3与飞灰碳基表面之间为物理吸附;通过静电势分析发现,CO2吸附在飞灰碳基表面拓宽其静电势的分布范围,使得碳基表面活性位点的电负性增强,提高了碳基表面吸附As和As2O3的能力。
赵元财[7]（2020）在《砷、硒和铅在燃煤机组中迁移转化特性》文中进行了进一步梳理煤炭是我国重要的一次能源,燃烧过程中不仅产生粉尘、SOx、NOx和废水、废渣等常规污染物,还会排放汞、砷、硒和铅等痕量重金属污染物。这些痕量元素具有较强的迁移性、富集性和生物毒性,极易对生态环境和人体健康造成直接或间接的损害。本论文以砷、硒和铅为研究对象,结合化学热力学计算和实验测试方法较为系统地考察了其在煤和燃烧产物中分布特性,探讨了相应的迁移转化规律。针对煤粉炉（Pulverized coal boiler,PCB）和循环流化床锅炉（Circulating fluidized bed boiler,CFB）两种典型的炉型燃烧条件,采用化学热力学分析方法预测了砷、硒和铅在煤燃烧过程中化学形态分布特征及燃烧温度影响规律。结果表明温度是决定痕量元素形态分布的主要因素。对于PCB中1500℃以上的高温区域,砷和硒主要以气相氧化物形式存在,此温度下铅也从固相氧化物转变为气相氧化物。CFB中800℃～950℃的燃烧区域,砷主要以固相砷酸钙形式存在,硒主要以气相氧化物形式;复杂体系中固态PbSeO4出现证明硒和铅之间存在相互作用。针对煤样基体复杂、煤种不均匀性大和痕量元素挥发性高导致处理和检测困难问题,建立了一套较为准确、快速和稳定分析煤灰中砷、硒和铅的检测方法。该方法特征是采用微波湿法加酸消解进行样品预处理,并结合氢化物发生-原子荧光光谱法进行测量。其精确度和回收率由实验予以验证,砷、硒和铅的加标回收率分别为 91.88%～102.34%、91.19%～102.05%和 97.22%～106.96%,实验相对标准偏差均小于10%。基于上述热力学计算和实验检测方法,对2台300 MW煤粉炉机组和2台200 MW循环流化床机组进行现场取样,测量了砷、硒和铅在入炉煤、飞灰和底渣等样品中含量,计算了相对富集系数,得到了燃煤机组全流程下砷、硒和铅的迁移转化规律和分布特性。结果表明大部分砷和硒富集在飞灰中,而铅的富集趋势与选用机组有关,入炉煤和炉膛燃烧温度差异是影响铅富集特性的主要因素,对于本论文所研究机组,煤粉炉中铅主要在飞灰中富集,而铅在循环流化床中底渣中富集程度远高于飞灰,此结果与化学热力学计算结果相吻合。
王彩红[8]（2020）在《固定床加压气化过程有害微量元素迁移转化及影响机制》文中提出在固定床加压气化大规模应用于煤制天然气的背景下,揭示特定工况下有害微量元素的析出规律、迁移转化机理及影响因素,对建立气化过程中有害微量元素污染过程控制方法,实现煤炭的清洁转化具有重要的理论指导意义。论文选取内蒙古乌兰察布（WLCB）、乌兰图嘎（WLTG）和胜利（SL）三种适合固定床加压气化、有害微量元素富集特征显着的典型煤种作为研究对象,借助不同尺度的固定床加压气化实验,采用模拟对照实证的方法,全面系统地研究了特定有害微量元素在固定床加压气化过程各节点的迁移转化行为。揭示了在固定床加压气化工况下煤中有害微量元素的演变规律及其影响因素,查明了有害微量元素在煤气化产物中的分配行为;剖析了有害微量元素在固、液、气三相产物再分配过程中的物理吸附、化学溶解等机制。在此基础上,考察了有害微量元素在气化炉内的冷凝、沉积和吸附特性及化学转化机理,为开发有害微量元素协同净化控制方法提供理论支撑。同时针对大规模工业气化过程,探讨了有害微量元素的演化行为,考察了工业气化灰渣中有害微量元素的溶出特性,查明了有害微量元素的溶出种类、浓度和溶出率及影响因素。1.采用微波消解仪、ICP-MS、测汞仪、高温水解F离子选择性电极、XRD和SEM-EDX等仪器,对三种典型褐煤中的有害微量元素含量、分布和矿物学特征进行了分析。明确了所选煤中典型有害微量元素在煤有机质和内、外矿物质中的初始赋存形态;结合元素之间的物理、化学聚集态,分析了可能的富集原因。发现WLCB和WLTG褐煤中有害微量元素F、Hg、As和Be的含量显着高于其在中国煤中的平均含量;尤其是WLTG褐煤,异常富集有害微量元素Hg和As;SL褐煤中Pb的含量高于中国煤的平均含铅量。三种褐煤中的原始矿物质类似,主要含石英、斜绿泥石、黄铁矿、高岭石和白云母等。大量直径略小于10 μm的矿物质颗粒非均一地“镶嵌”在煤的有机质本体中并相对“独立”地存在。有害微量元素并非完全与主量矿物质结合,也可以分散在有机物之间。丰度相对较高的F在煤中存在形式多样,倾向于与碱性元素结合,并可能被吸附于层状矿物质中;微量元素Pb与硫铁矿的伴存有一定的规律性。2.系统地研究了温度、压力以及煤中硫含量和灰熔融特性对有害微量元素在气化各节点迁移转化的影响。发现有害微量元素的迁移行为受温度影响较大,Hg和Se在加压热解过程中表现出高挥发性。700℃热解时,挥发率分别达到92.1%和75.3%;As和Cd的挥发率在热解温度超过400℃以后才快速升高;F、Pb、U和Be挥发率则较低。在3 MPa气化压力作用下,有害微量元素As、Pb、U和Be的挥发性体现出“中间性”行为。气化温度从800℃增加到1100℃过程中,Pb的挥发率从44.6%升高到87.5%,挥发性等级从“中等挥发”跃迁至“高挥发”。As、U和Be则表现出相反的趋势,挥发率分别从77.1%、53.6%、61.7%降低至42.9%、30.9%、32.6%。As从“高挥发”降至“中等挥发”,U和Be则降为“难挥发”。F、Hg和Se一直保持高度挥发,挥发率大于80%。提高气化压力,可降低有害微量元素的挥发率。气化压力增大,As的挥发率显着降低,导致更多的As被保留在气化灰渣中。煤中硫对有害微量元素的迁移具有促进作用,硫含量增加能够显着提高煤气中砷的硫化物和铅的硫化物含量。煤中的Ca对As的挥发具有抑制作用,将As以更加稳定的砷酸钙形式固化在气化灰渣中。低灰熔点矿物的熔融会抑制有害微量元素的挥发。熔融矿物质会包覆有害微量元素,致使其再难挥发至气相中;亲石元素Be在灰熔点附近挥发率降低显着。3.分析了固定床加压气化产物中有害微量元素的含量,对反应前后的质量进行了衡算,同时考察了气化反应温度和反应压力对特定有害微量元素F、Hg、As、Se、Cd、Pb、U和Be在三相产物中分配行为的影响。发现在不同气化温度和压力条件下,有害微量元素的质量平衡率都在74～123%之间,符合±30%的误差允许范围。加压气化后,煤中有害微量元素As、U和Be倾向于以砷酸盐、氧化铀和铝酸铍形式富集在气化残渣中。Hg最容易排放入大气中,即使温度低于100℃,仍然以Hg（g）形式存在。高温煤气中大量的有害化合物,诸如氟化氢、硒化氢、单质镉和硫化铅等,以及少量的含As、Be和U化合物可溶解在冷凝液中。提高气化反应温度,有害微量元素As、U和Be在灰渣中残留的质量逐渐增加,而Pb则相反。增大气化反应压力,灰渣中富集的As、Pb的质量分率分别从28%、6%升高至68%、14%。在固定床加压气化过程中有害微量元素F、Hg、Se和Cd的再分配行为受气化温度和压力影响不大。4.在热转化过程中,煤中的有害微量元素经历一系列的物理化学变化,包括挥发、熔融、结晶和沉积等。为了探讨有害微量元素在固定床加压气化炉内的迁移转化行为,选用异常富集有害微量元素Hg和As的WLTG高硫煤为研究对象,考察了固定床加压气化炉内挥发性有害微量元素的冷凝、沉积和半焦吸附行为。发现高温煤气中携带的有害微量元素F可在温度低于800℃时发生冷凝、沉积。沉积的化合物主体形式为CaF2,同时还含有少量的碱金属氟化物。气相中的Pb可在温度低于700℃左右时发生冷凝、沉积,以Pb-Cl形态沉积在NaCl晶体上或以Pb单质形态沉积在矿物质颗粒表面。当煤气温度低于600℃时,气态Hg可以HgS、HgO形态沉积在反应器壁上,也可以负载到Na-Si-O矿物质上。气相中砷化物较易在高温煤气降温过程中冷凝、沉积,沉积温度介于600～800℃范围间,沉积的矿物体系有 Al-O、Fe-O、Fe-Al-Si-O、As-Mg 和 As-S 等。300～700℃温度范围内制备的热解半焦对F具有显着的吸附作用,吸附比接近1;低温半焦对高温煤气中的As、Cd和Be具有一定的吸附作用,吸附比可分别达到0.31、0.55和1.12;半焦对Hg、Pb、Se和U的吸附作用不明显。挥发性有害微量元素形成的气凝胶随气体冷凝后形成细微颗粒物,冷凝的有害微量元素主要附着在灰颗粒上。碱金属（如Na）与酸性有害微量元素（如F）易结合形成盐颗粒,进而促进了颗粒物的形成。5.对工业气化灰渣的粒度分布、残炭含量和矿物组成进行了分析,对比研究了有害微量元素在固定床加压气化工业装置运行中的迁移规律,并进一步探讨了气化灰渣中有害微量元素的溶出特性。发现工业气化灰渣主要以9 mm以下的细灰颗粒为主,其中粒径小于3 mm的灰渣占细灰颗粒总量的50%以上。灰渣中残炭量最高为3.52%。石英、辉石、钙长石、赤铁矿和钙铝黄长石是灰渣中的主要矿物相。相比于实验室模拟气化实验,工业化气化过程中有害微量元素As和Be的挥发率偏低。工业气化灰渣中,有害微量元素As最不稳定,极易被溶出,溶出率高于83%;其次是有害微量元素Cd,在pH值为3.20的浸取液作用下溶出率可达54.05%;有害微量元素Cr和Ba溶出率在6～15%之间。浸取液的pH值对有害微量元素的溶出影响程度不同。随浸取液pH值降低,有害微量元素As、Cd、Ni和Ba的溶出率增大;Cr则相反;有害微量元素Pb、Zn、Be和Cu的溶出率变化不大。灰渣粒径增大,有害微量元素As、Cd、Be和Cr的溶出浓度降低,Pb则表现出相反的趋势。
陈磊[9]（2019）在《煤中镓元素的赋存特征与富集机理 ——以青海木里和新疆准东煤田为例》文中提出随着传统稀有金属矿床的枯竭,煤系伴生金属矿床已备受重视。西部是我国重要的能源资源接续区,煤中伴生元素的研究也被受到关注,但煤中有益金属矿产的分布规律与富集机理还不清楚?针对上述科学问题,论文以地质学、岩石学、矿物学及地球化学等多学科理论为指导,运用偏光显微镜、XRD、XRF、ICP-MS和SEM-EDX等多种分析测试方法,在众多前人研究成果的基础上,以青海木里和新疆准东煤田为研究对象,聚焦矿区煤中镓元素的赋存特征与富集机理,通过研究取得了如下创新性成果:（1）明确了青海木里、新疆准东煤田煤中镓元素的分布赋存特征。发现木里煤田东部煤中Ga含量高于中部和西部,在柴达尔和曲古沟煤矿富集,而准东煤田东北部和西南部煤中Ga含量较高;煤中Ga元素主要存在于硅铝酸盐矿物中（主要是高岭石）,并与有机质具有一定的亲和性。（2）揭示了赋煤区煤中有益元素Ga的富集特征并划分出成矿有利区。发现异常分布区主要在新疆准东煤田,准东煤田煤中Ga平均含量达到边界品位（30μg/g）,煤中Ge平均含量接近边界品位（20μg/g）。青海的木里煤田部分矿区有Ga异常,但主要富集在煤层顶、底板及夹矸中。（3）揭示了研究区煤中有益元素镓的富集机理,建立了煤镓共伴生的成矿过程。煤中Ga的富集主要受控于陆源区母岩性质、成煤植物、泥炭沼泽水介质条件、古气候条件和物源运移形式。微量元素Ga的迁移富集受控于主量元素Al,富Al的中酸性火山岩风化后产生正电性Al（OH）3胶体,被水流带到泥炭沼泽中与负电性胶体Si O2与腐殖酸发生聚沉,产生煤中Ga的富集。研究成果为西部煤炭资源的综合利用提供了地质科学依据。
王乐乐[10]（2019）在《废弃SCR催化剂中重金属钒、砷的迁移特性及无害化处置研究》文中研究说明目前,选择性催化还原（SCR）烟气脱硝工艺在火电厂广泛应用。催化剂作为脱硝系统的核心,在经历长周期的运行后,最终将无法满足脱硝性能要求,面临报废处置问题。如随意处置,废弃SCR催化剂中的钒及其他重金属会对环境带来危害。当前,国内对废弃SCR催化剂处置主要采用安全填埋或提取回收利用的方法,存在占用土地资源,处置成本高,远期存在二次污染风险等问题。为此,本文研究废弃SCR催化剂的无害化处理和资源化利用具有重要意义。本文首先选取典型的蜂窝型高含砷废弃SCR催化剂样品,对其进行毒性鉴别实验,样品中As的浸出浓度达到国家危险废弃物鉴别标准中限值的30倍,同时V的浸出浓度也高达17.6 mg/L。通过连续萃取程序测得废弃SCR催化剂中V的可移动态比达到49%,具有一定的释放潜力,As则主要以残渣态形式存在。V的可移动性大于As。进一步考察了浸取液pH值、浸出时间、液固比（L/S）和样品粒径对V、As浸出特性的影响。其中,pH值对重金属的浸出有重要影响,低pH有助于V的迁移和释放,高pH则会促进As的释放;从浸出时间讲,V、As在初期的浸出量迅速达到最大,后期则趋于平缓;随着液固比（L/S）的增加,V、As的浸出浓度呈先升高后下降趋势。当液固比为20～30时,V、As的浸出浓度均处于高位;随着样品粒径减小,V、As浸出浓度呈增大趋势,样品粒径越细,其与浸取剂的接触面积越大,有利于浸出。但小于100目后,粒径进一步减小对浸出增加的幅度有限。其次,在实验室高温管式炉上进行了废弃SCR催化剂与典型煤种的燃烧特性实验。结果表明,废弃SCR催化剂掺烧比控制在5%以内时,可在一定程度上改善煤粉的着火特性和燃尽特性,此与废弃SCR催化剂中主要成分TiO2在掺烧过程中对煤粉的催化燃烧作用有关。继续增大掺比至10%时,对煤粉着火特性和燃尽特性产生负面影响,与大量混入覆盖煤颗粒中一部分碳表面介孔,阻碍其扩散燃烧有关。同时考察了掺烧过程中重金属V、As在底灰和烟气中的迁移规律。在1100℃～1500℃范围内,随着掺烧温度的提高,底灰中V的比率呈下降趋势,As的比率逐渐上升。随着废弃SCR催化剂掺比的增加,在同一掺烧温度下,底灰中V、As的比率均呈下降趋势。分析掺烧产物的安全性,掺烧底灰的浸出毒性实验结果表明,在废弃SCR催化剂质量掺比5%以内时,底灰中V、As浸出浓度均低于标准中限值,满足无害化处置要求。当掺烧温度超过1300℃时,各掺比底灰中V、As浸出浓度明显降低,掺烧温度越高,底灰团聚效应和高温熔融作用越明显。当掺烧比例增大至10%时,由于混烧样品起固化作用的硅、铝、钙类氧化物质相对含量减少,熔融固化作用减弱。因此,合适的掺烧温度和掺烧比,有利于降低废弃SCR催化剂的毒性。最后,本文进行了利用废弃SCR催化剂代替部分水泥制备制备混凝土实现其固化处理的实验研究,考察了废弃SCR催化剂掺入对混凝土工作性能和安全性的影响。研究表明,废弃SCR催化剂的掺入会影响混凝土的塌落度和抗渗性,当废弃SCR催化剂掺量达到10%时,混凝土工作性能急剧恶化,但此时复掺一定比例的粉煤灰可改善其整体工作性能,保证催化剂的掺比。在此基础上进一步通过毒性浸出实验评价了混凝土的安全性,不同废弃SCR催化剂掺比制得混凝土样品中V、As的浸出浓度均满足标准中限值的要求,重金属的固化率均高于96.5%,水泥水化作用对废弃SCR催化剂中V、As浸出具有较好的抑制作用。分析其机理,此与混凝土形成过程中水化作用产生的C-S-H凝胶体数量增加有关,废弃SCR催化剂的入使得混凝土的微观结构更加密实,发挥了填充效应,进一步抑制了重金属的浸出。该方法对实现废弃SCR催化剂的无害化处置利用具有较好的应用前景。
二、煤中砷的迁移及富集机理（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、煤中砷的迁移及富集机理（论文提纲范文）
（1）燃煤过程砷硒形态分析及气态砷吸附固化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 煤中砷硒的分布 |
| 1.1.2 燃煤电厂砷硒的排放现状 |
| 1.1.3 砷硒在电厂各系统的分布 |
| 1.1.4 燃煤电厂砷硒排放控制标准 |
| 1.1.5 燃煤砷硒的排放危害 |
| 1.1.6 小结 |
| 1.2 燃煤及其产物中砷硒赋存形态的评估方法 |
| 1.2.1 结合形态 |
| 1.2.2 化学价态 |
| 1.2.3 小结 |
| 1.3 烟气中砷硒的控制手段 |
| 1.3.1 燃烧前脱除 |
| 1.3.2 燃烧中脱除 |
| 1.3.3 燃烧后脱除 |
| 1.3.4 小结 |
| 1.4 研究意义与目的 |
| 1.5 研究内容和技术路线 |
| 第2章 燃烧及其产物中砷硒结合形态分析方法研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验装置及方法 |
| 2.2.1 实验仪器及试剂 |
| 2.2.2 样品采集与处理 |
| 2.2.3 提取方法与质量控制 |
| 2.2.4 主要考察参数 |
| 2.3 非特异性吸附态(F1)的提取参数优化 |
| 2.3.1 微波辅助 |
| 2.3.2 超声辅助 |
| 2.4 特异性吸附态(F2)的提取参数优化 |
| 2.4.1 微波辅助 |
| 2.4.2 超声辅助 |
| 2.5 弱结晶铁铝氧化物结合态(F3)的提取参数优化 |
| 2.5.1 微波辅助 |
| 2.5.2 超声辅助 |
| 2.6 全结晶铁铝氧化物结合态(F4)与残渣态(F5)的提取 |
| 2.7 微波/超声辅助提取方案的验证与应用 |
| 2.7.1 微波辅助方案验证 |
| 2.7.2 超声辅助方案验证 |
| 2.8 不同电厂粉煤灰及煤中砷硒形态的分布特征 |
| 2.9 本章小结 |
| 第3章 燃煤及其产物中砷化学价态分布特征研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验方法及装置 |
| 3.2.1 样品准备 |
| 3.2.2 所需试剂 |
| 3.2.3 总砷与砷价态提取 |
| 3.3 砷价态分析系统工作参数 |
| 3.3.1 分析仪器优化 |
| 3.3.2 提取试剂与提取方案优化 |
| 3.4 样品分析 |
| 3.4.1 煤中砷价态 |
| 3.4.2 粉煤灰中砷价态 |
| 3.4.3 石膏中砷价态 |
| 3.4.4 砷在燃烧过程中的价态迁移过程 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 双元金属氧化物(Fe-Mn)高效吸附气态砷性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验系统与方法 |
| 4.2.1 所需试剂与仪器 |
| 4.2.2 气态砷发生装置及实验条件 |
| 4.2.3 砷提取分析方法 |
| 4.2.4 材料表征方法 |
| 4.3 锰基双元金属氧化物的制备 |
| 4.4 双元金属氧化物的再生 |
| 4.5 气态砷的吸附研究 |
| 4.5.1 不同吸附剂的吸附效果研究 |
| 4.5.2 摩尔比对Fe-Mn吸附的影响 |
| 4.5.3 吸附剂的表征 |
| 4.5.4 反应温度的影响 |
| 4.5.5 不同气体组分的影响 |
| 4.5.6 模拟烟气的影响 |
| 4.5.7 再生能力评估 |
| 4.6 吸附机理研究 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 三元金属氧化物(Fe-Mn-Ti)吸附氧化气态砷性能及机理研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验仪器与试剂 |
| 5.3 吸附剂的制备与实验方法 |
| 5.3.1 吸附剂制备 |
| 5.3.2 吸附剂表征 |
| 5.3.3 气态砷吸附 |
| 5.3.4 砷提取分析方法 |
| 5.4 Fe-Mn-Ti气态砷吸附氧化研究 |
| 5.4.1 材料表征 |
| 5.4.2 吸附能力 |
| 5.4.3 氧化能力 |
| 5.4.4 不同气体组分的影响 |
| 5.5 氧化吸附机理研究 |
| 5.5.1 吸附机理 |
| 5.5.2 氧化机理 |
| 5.6 吸附剂再生性能 |
| 5.7 本章小结 |
| 第6章 锰改性凹凸棒土气态砷脱除固化性能及机理研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 吸附剂的制备及实验方法 |
| 6.2.1 试剂及吸附剂制备 |
| 6.2.2 气态砷吸附条件 |
| 6.2.3 吸附剂的表征 |
| 6.2.4 气态砷固化评估 |
| 6.3 吸附剂表征 |
| 6.3.1 XRD |
| 6.3.2 BET |
| 6.3.3 TEM |
| 6.3.4 H_2-TPR |
| 6.4 不同锰负载凹凸棒气态砷吸附性能 |
| 6.5 不同烟气组分对吸附的影响 |
| 6.6 吸附机理 |
| 6.7 气态砷固化 |
| 6.7.1 TCLP毒性浸出研究 |
| 6.7.2 化学结合形态分析 |
| 6.8 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 下一步工作计划及展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 攻读博士学位期间参加的科研工作 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（2）砷、硒、铅在燃煤过程的迁移及其与矿物的关联（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 1 绪论 |
| 1.1 煤中痕量元素 |
| 1.1.1 煤中痕量元素概述 |
| 1.1.2 砷、硒、铅的危害 |
| 1.1.3 煤中砷、硒、铅的赋存形态 |
| 1.1.4 煤燃烧过程中砷、硒、铅的迁移 |
| 1.2 煤中矿物质 |
| 1.2.1 煤中矿物质基本介绍 |
| 1.2.2 煤中矿物质的研究方法与研究现状 |
| 1.3 本文主要研究内容 |
| 2 实验部分 |
| 2.1 实验样品与相关试剂 |
| 2.2 实验方法与设备 |
| 2.2.1 逐级化学提取 |
| 2.2.2 煤和灰样中痕量元素的提取 |
| 2.2.3 煤样灰化实验 |
| 2.2.4 煤与高岭土/碳酸钙混合燃烧实验 |
| 3 灰化过程中砷、硒、铅迁移特性及矿物转变规律 |
| 3.1 煤中砷、硒、铅的形态及含量 |
| 3.2 煤灰化过程中矿物的演变 |
| 3.2.1 燃烧特征温度与灰化温度的确定 |
| 3.2.2 灰化过程中矿物质转变 |
| 3.3 煤灰化过程中砷、硒、铅的释放特性 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 煤中典型矿物对煤燃烧过程中砷、硒、铅迁移的影响 |
| 4.1 碳酸钙特性 |
| 4.1.1 碳酸钙高温转化规律 |
| 4.1.2 碳酸钙灼烧前后表面微观结构分析 |
| 4.2 高岭土特性 |
| 4.2.1 高岭土高温转化规律 |
| 4.2.2 高岭土灼烧前后表面微观结构分析 |
| 4.3 碳酸钙、高岭土对燃煤过程砷、硒、铅迁移的影响 |
| 4.3.1 燃烧灰产率分析 |
| 4.3.2 砷、硒、铅释放率分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（3）燃煤电厂砷、硒、铅的排放与控制技术研究进展（论文提纲范文）
| 1 燃煤砷、硒、铅的危害、排放及控制标准 |
| 2 燃煤过程中砷、硒、铅的迁移转化规律 |
| 2.1 煤中砷、硒、铅的赋存形态 |
| 2.2 燃煤过程中砷、硒、铅的形态转化 |
| 2.2.1 煤中砷、硒、铅的释放行为 |
| 2.2.2 气态砷、硒、铅与烟气组分/矿物的交互作用 |
| 2.3 燃煤过程中砷、硒、铅的质量分布 |
| 2.3.1 气态和颗粒态重金属的分布特性 |
| 2.3.2 细颗粒物上的重金属尺度分布 |
| 3 燃煤砷、硒、铅控制技术 |
| 3.1 燃烧前控制 |
| 3.2 燃烧中控制 |
| 3.3 燃烧后控制 |
| 3.3.1 吸附剂捕集 |
| 3.3.1.1 活性炭 |
| 3.3.1.2 飞灰 |
| 3.3.1.3 无机矿物质 |
| 3.3.2 烟气净化装置协同脱除 |
| 3.3.3 其他强化技术 |
| 4 总结与展望 |
（4）污泥焚烧过程中As和Se的迁移转化特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 污泥处理方式 |
| 1.2.1 卫生填埋 |
| 1.2.2 堆肥法 |
| 1.2.3 焚烧法 |
| 1.3 污泥焚烧产生的污染问题 |
| 1.4 燃烧过程中砷、硒迁移转化研究现状 |
| 1.5 本文主要研究内容 |
| 第二章 实验装置及分析测试方法 |
| 2.1 实验样品 |
| 2.1.1 污泥样品 |
| 2.1.2 矿物质吸附剂 |
| 2.2 实验装置系统 |
| 2.2.1 沉降炉系统 |
| 2.2.2 立式管式炉系统 |
| 2.3 砷、硒测试方法 |
| 2.3.1 微波消解 |
| 2.3.2 氢化物AFS测试方法 |
| 2.4 样品表征测试方法 |
| 2.4.1 扫描电子显微镜 |
| 2.4.2 X射线衍射 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 污泥热解及焚烧过程中砷、硒的迁移转化规律 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 污泥中砷、硒赋存形态 |
| 3.3 温度对砷、硒释放特性的影响 |
| 3.3.1 温度对砷释放特性的影响 |
| 3.3.2 温度对硒释放特性的影响 |
| 3.4 气氛对砷、硒释放特性的影响 |
| 3.4.1 CO_2、O_2对砷释放特性的影响 |
| 3.4.2 CO_2、O_2对硒释放特性的影响 |
| 3.4.3 水蒸气对砷、硒释放特性的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 污泥焚烧过程中不同矿物对砷、硒的吸附特性 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 热力学平衡计算模型及参数 |
| 4.2.1 热力学平衡计算模型 |
| 4.2.2 热力学平衡计算参数 |
| 4.3 不同矿物对污泥中砷的吸附特性 |
| 4.3.1 不同矿物对As的热力学平衡分析 |
| 4.3.2 不同矿物对As的吸附效果 |
| 4.3.3 水蒸气对矿物吸附As的影响 |
| 4.4 不同矿物对污泥中硒的吸附特性 |
| 4.4.1 不同矿物对Se的热力学平衡分析 |
| 4.4.2 不同矿物对Se的吸附效果 |
| 4.4.3 水蒸气对矿物吸附Se的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 不同矿物吸附剂对砷、硒吸附机理的研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 温度对不同矿物吸附砷和硒的影响机理 |
| 5.2.1 不同矿物成分的吸附效果 |
| 5.2.2 温度对矿物吸附砷的影响机理分析 |
| 5.2.3 温度对矿物吸附硒的影响机理分析 |
| 5.3 水蒸气对不同矿物吸附砷和硒的影响机理 |
| 5.3.1 水蒸气对矿物吸附砷的影响机理分析 |
| 5.3.2 水蒸气对矿物吸附硒的影响机理分析 |
| 5.4 复合吸附剂对砷和硒的吸附能力及机理 |
| 5.4.1 复合吸附剂的吸附效果 |
| 5.4.2 机理分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 总结与展望 |
| 6.1 全文总结 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间参与发表的论文 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（6）煤粉恒温燃烧砷的释放特性及转化迁移机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 砷的基本性质 |
| 1.3 煤燃烧砷释放的研究现状 |
| 1.3.1 温度的影响 |
| 1.3.2 气氛的影响 |
| 1.3.3 煤种的影响 |
| 1.4 煤燃烧砷释放机理的研究现状 |
| 1.4.1 砷释放热力学研究 |
| 1.4.2 砷释放动力学研究 |
| 1.5 本文研究内容及意义 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究意义 |
| 第2章 实验设备及理论方法 |
| 2.1 实验样品 |
| 2.2 实验系统及过程 |
| 2.3 样品测试 |
| 2.3.1 砷含量测试 |
| 2.3.2 砷形态测试 |
| 2.3.3 其他物质的测量 |
| 2.4 实验结果的表征方式 |
| 2.5 量子化学计算的基本原理和方法 |
| 2.5.1 量子化学基本方程 |
| 2.5.2 密度泛函理论 |
| 第3章 煤粉恒温燃烧砷的释放规律 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 温度的影响 |
| 3.3 气氛的影响 |
| 3.3.1 CO_2的影响 |
| 3.3.2 H_2O的影响 |
| 3.4 煤种的影响 |
| 3.4.1 挥发分的影响 |
| 3.4.2 灰分的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 煤中砷形态的机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 模型及计算设定 |
| 4.3 煤中砷的形态研究 |
| 4.3.1 黄铁矿中的扩散砷 |
| 4.3.2 黄铁矿中的取代砷 |
| 4.4 不同砷形态差异分析 |
| 4.4.1 态密度分析 |
| 4.4.2 电荷密度分析 |
| 4.5 热力学分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 煤中黄铁矿砷的氧化反应机理研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 模型及计算设定 |
| 5.3 煤中砷的氧化机理 |
| 5.3.1 O_2的吸附 |
| 5.3.2 H_2O的吸附 |
| 5.3.3 砷的氧化反应机理 |
| 5.4 反应热力学及动力学分析 |
| 5.4.1 热力学分析 |
| 5.4.2 动力学分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 气相砷与烟气组分间的反应机理研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 计算方法 |
| 6.3 氮氧化物氧化气相砷的反应机理 |
| 6.3.1 氮氧化物与气相砷的反应路径分析 |
| 6.3.2 反应动力学分析 |
| 6.3.3 电荷密度分析 |
| 6.4 CO还原气相砷的反应机理 |
| 6.4.1 CO与气相砷的均相反应路径分析 |
| 6.4.2 CO与气相砷的异相反应路径分析 |
| 6.4.3 反应热力学分析 |
| 6.4.4 反应动力学分析 |
| 6.4.5 电荷密度分析 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 气相砷在飞灰碳基表面的富集机理研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 计算方法及碳基表面模型 |
| 7.2.1 计算方法 |
| 7.2.2 碳基表面模型 |
| 7.3 气相砷在碳基表面的吸附特性 |
| 7.3.1 As和As_2O_3在碳基表面的吸附特性 |
| 7.3.2 CO_2在碳基表面的吸附特性 |
| 7.3.3 As和As_2O_3在预吸附CO_2碳基表面的吸附特性 |
| 7.4 吸附静电势分析 |
| 7.5 本章小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 全文总结 |
| 8.2 下一步工作展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 攻读博士学位期间参加的科研工作 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（7）砷、硒和铅在燃煤机组中迁移转化特性（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景及意义 |
| 1.2 砷、硒和铅危害 |
| 1.3 砷、硒和铅在煤中的分布和赋存 |
| 1.3.1 煤中砷含量 |
| 1.3.2 煤中硒含量 |
| 1.3.3 煤中铅含量 |
| 1.3.4 煤中砷的赋存形态 |
| 1.3.5 煤中硒的赋存形态 |
| 1.3.6 煤中铅的赋存形态 |
| 1.4 砷、硒和铅在燃煤过程中的释放 |
| 1.5 本文的主要研究内容 |
| 第2章 化学热力学计算砷、硒和铅的形态分布 |
| 2.1 化学热力学平衡计算方法 |
| 2.1.1 化学热力学平衡计算原理 |
| 2.1.2 常用的化学热力学计算软件 |
| 2.2 砷、硒和铅的平衡分布计算模型 |
| 2.3 结果和讨论 |
| 2.3.1 煤粉炉燃烧条件 |
| 2.3.2 循环流化床燃烧条件 |
| 2.3.3 煤粉炉和循环硫化床燃烧条件下平衡分布对比 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 固液样品的消解及砷、硒和铅的含量分析 |
| 3.1 微波消解法 |
| 3.1.1 微波消解原理 |
| 3.1.2 微波消解优势 |
| 3.2 氢化物发生原子荧光法 |
| 3.2.1 原子荧光法原理 |
| 3.2.2 氢化物发生-原子荧光光度计结构 |
| 3.3 微波消解-原子荧光法测砷、硒和铅含量 |
| 3.3.1 主要仪器和试剂 |
| 3.3.2 实验步骤 |
| 3.3.3 待测样品的换算 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 消解酸的选择 |
| 3.4.2 微波消解程序设定 |
| 3.4.3 标准曲线范围及线性关系 |
| 3.4.4 氢化物发生条件选择 |
| 3.4.5 加标回收实验 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 燃煤机组砷、硒和铅的迁移特性实验 |
| 4.1 实验分析方法 |
| 4.1.1 取样信息 |
| 4.1.2 样品处理和检测 |
| 4.2 煤和灰样中砷、硒和铅的浓度 |
| 4.3 煤燃烧产物中砷、硒和铅的富集特性 |
| 4.3.1 砷富集特性 |
| 4.3.2 硒富集特性 |
| 4.3.3 铅富集特性 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 总结和展望 |
| 5.1 全文总结 |
| 5.2 工作展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
（8）固定床加压气化过程有害微量元素迁移转化及影响机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 课题背景及意义 |
| 1.2 煤中有害微量元素含量及分类 |
| 1.3 煤中有害微量元素的赋存形态 |
| 1.4 煤中有害微量元素的评价方法 |
| 1.5 热转化过程煤中有害微量元素迁移转化行为的研究现状 |
| 1.5.1 热解过程煤中有害微量元素的迁移转化 |
| 1.5.2 气化过程煤中有害微量元素的迁移转化 |
| 1.5.3 固定床加压气化过程有害微量元素研究 |
| 1.5.4 煤中有害微量元素热力学模拟研究 |
| 1.5.5 煤中有害微量元素研究存在的问题 |
| 1.6 主要研究内容及技术路线 |
| 1.6.1 主要研究内容 |
| 1.6.2 拟采用的关键技术 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 1.7 本章小结 |
| 2 实验部分 |
| 2.1 煤样采集、制备与分析 |
| 2.2 实验装置与方法 |
| 2.2.1 固定床加压热解/气化实验系统 |
| 2.2.2 样品的收集 |
| 2.2.3 有害微量元素在气化炉内的冷凝、沉积、吸附测试 |
| 2.2.4 工业气化灰渣的浸出毒性分析 |
| 2.3 产物分析与表征 |
| 2.4 有害微量元素含量的测定 |
| 2.5 定量描述指标 |
| 2.6 有害微量元素迁移转化的热力学模拟 |
| 2.7 本章小结 |
| 3 煤中有害微量元素的赋存形态及矿化特征 |
| 3.1 原煤中有害微量元素的含量 |
| 3.2 煤中有害微量元素的矿化特征 |
| 3.3 煤中有害微量元素的分布 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 有害微量元素的迁移行为及影响因素 |
| 4.1 有害微量元素在加压热解过程中的迁移行为 |
| 4.2 有害微量元素在加压气化过程中的迁移行为 |
| 4.2.1 模拟条件的确定 |
| 4.2.2 气化温度的影响 |
| 4.2.3 气化压力的影响 |
| 4.2.4 煤中硫的影响 |
| 4.2.5 灰熔融的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 有害微量元素在气化产物中的再分配 |
| 5.1 产物采样及分析 |
| 5.2 有害微量元素形态转化的热力学模拟计算 |
| 5.3 有害微量元素在加压气化反应前后的质量平衡 |
| 5.4 有害微量元素在气化产物中的再分配行为 |
| 5.4.1 氟(Fluorine) |
| 5.4.2 汞(Mercury) |
| 5.4.3 砷(Arsenic) |
| 5.4.4 硒(Selenium) |
| 5.4.5 镉(Cadmium) |
| 5.4.6 铅(Plumbum) |
| 5.4.7 铀(Uranium) |
| 5.4.8 铍(Beryllium) |
| 5.5 本章小结 |
| 6 有害微量元素的冷凝、沉积、吸附行为 |
| 6.1 有害微量元素在气化炉内的冷凝、沉积 |
| 6.1.1 有害微量元素的沉积过程 |
| 6.1.2 气化过程冷凝、沉积物的微观形貌 |
| 6.1.3 有害微量元素的冷凝、沉积行为 |
| 6.2 热解半焦对煤气中有害微量元素的吸附行为 |
| 6.2.1 热解半焦的孔隙结构 |
| 6.2.2 热解半焦对有害微量元素的吸附 |
| 6.3 有害微量元素形成PM颗粒特征 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 工业气化过程有害微量元素的迁移和溶出 |
| 7.1 工业气化工艺流程及样品采集 |
| 7.2 工业气化灰渣分析 |
| 7.2.1 灰渣的粒径分布及残炭分析 |
| 7.2.2 工业气化灰渣的矿物组成分析 |
| 7.3 工业气化过程中有害微量元素的迁移行为 |
| 7.4 工业气化灰渣中有害微量元素的浸出行为 |
| 7.4.1 灰渣浸出液的pH值 |
| 7.4.2 浸取液pH值对有害微量元素浸出行为的影响 |
| 7.4.3 灰渣粒径对有害微量元素浸出行为的影响 |
| 7.5 本章小结 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（9）煤中镓元素的赋存特征与富集机理 ——以青海木里和新疆准东煤田为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究意义 |
| 1.2 国内外煤中有益元素的研究现状 |
| 1.2.1 煤中有益元素的含量分布特征 |
| 1.2.2 煤中有益元素的赋存特征 |
| 1.2.3 煤中有益元素的富集机理 |
| 1.2.4 西北地区煤中有益元素的研究现状及前人研究不足 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 研究思路、技术路线及主要工作量 |
| 1.4.1 研究思路和技术路线 |
| 1.4.2 主要工作量 |
| 1.5 创新点 |
| 第2章 研究区地质背景 |
| 2.1 自然地理概况 |
| 2.1.1 位置交通 |
| 2.1.2 西北赋煤区地理情况 |
| 2.2 区域构造特征及构造演化 |
| 2.2.1 区域构造构造特征 |
| 2.2.2 区域构造演化 |
| 2.3 岩浆活动 |
| 2.4 含煤地层及煤质特征 |
| 2.4.1 石炭、二叠纪含煤地层 |
| 2.4.2 早、中侏罗世含煤地层 |
| 2.4.3 煤质、煤类特征 |
| 2.4.4 聚煤规律 |
| 2.5 研究区域选择 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 青海木里煤田煤中镓元素的分布赋存 |
| 3.1 木里煤田地质背景 |
| 3.2 样品采集与分析方法 |
| 3.3 煤样的基本性质 |
| 3.4 GA元素丰度及富集情况 |
| 3.5 煤中GA的分布规律 |
| 3.5.1 平面分布 |
| 3.5.2 纵向分布 |
| 3.6 GA元素的赋存状态 |
| 3.6.1 煤中Ga元素的亲和性 |
| 3.6.2 煤灰中Ga的富集特征 |
| 3.6.3 Ga与有机显微组分 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 新疆准东煤田煤中镓元素的分布赋存 |
| 4.1 准东煤田地质背景 |
| 4.2 样品采集与测试 |
| 4.3 GA元素丰度及富集情况 |
| 4.4 煤中GA元素的分布规律 |
| 4.4.1 矿区平面分布 |
| 4.4.2 纵向分布 |
| 4.5 GA元素的赋存 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 西北赋煤区煤中镓元素的富集特征与开发有利区 |
| 5.1 煤中镓(GA)和锗(GE)背景丰度 |
| 5.1.1 煤中镓的背景丰度 |
| 5.1.2 煤中锗的背景丰度 |
| 5.2 西北赋煤区煤中镓(GA)和锗(GE)分布特征 |
| 5.2.1 总体分布特征 |
| 5.2.2 中侏罗统煤中锗镓的区域分布 |
| 5.2.3 中侏罗统煤中镓锗的层域分布 |
| 5.3 西北赋煤区煤中镓(GA)异常点分布特征 |
| 5.4 新疆准东煤田煤中镓成矿有利区 |
| 5.4.1 成矿区有利区位置 |
| 5.4.2 煤中金属元素异常分布 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 煤中有益元素的富集机理 |
| 6.1 青海木里煤田煤中镓的富集主控因素分析 |
| 6.1.1 物源区母岩性质 |
| 6.1.2 沉积环境 |
| 6.1.3 构造、岩浆热液作用 |
| 6.2 新疆准东煤田煤中GA富集的主控因素分析 |
| 6.2.1 沉积物质来源 |
| 6.2.2 古地理环境 |
| 6.2.3 构造运动 |
| 6.3 西北赋煤区煤中GA的富集机理 |
| 6.3.1 沉积地球化学条件 |
| 6.3.2 煤化作用过程中的地球化学条件 |
| 6.3.3 水文地球化学条件 |
| 6.3.4 构造地质条件 |
| 6.4 煤镓共伴生的成矿阶段 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得学术成果 |
（10）废弃SCR催化剂中重金属钒、砷的迁移特性及无害化处置研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 SCR催化剂失活 |
| 1.3 废弃SCR催化剂的产生与危害 |
| 1.4 废弃SCR催化剂的减量化 |
| 1.5 废弃SCR催化剂无害化处置利用研究现状 |
| 1.6 课题的提出 |
| 1.7 本文研究内容及思路 |
| 2 废弃SCR催化剂物理化学表征及其重金属分布特征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验样品选择 |
| 2.3 实验仪器与方法 |
| 2.4 废弃SCR催化剂样品表征及实验结果 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 废弃SCR催化剂中重金属浸出特性实验研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 浸出特性实验方法 |
| 3.3 不同浸出条件下重金属的浸出特性 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 废弃SCR催化剂与煤粉掺烧特性及重金属迁移规律研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验样品与方法 |
| 4.3 废弃SCR催化剂与煤粉掺烧特性实验研究 |
| 4.4 掺烧过程中重金属迁移规律分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 废弃SCR催化剂与煤粉掺烧无害化实验研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验仪器与方法 |
| 5.3 底灰中重金属浸出特性及固化机理 |
| 5.4 掺烧技术经济性分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 掺混废弃SCR催化剂制备混凝土无害化实验研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 样品制备及研究方法 |
| 6.3 单掺废弃SCR催化剂制备混凝土性能 |
| 6.4 废弃SCR催化剂与粉煤灰复掺制备混凝土性能 |
| 6.5 混凝土中重金属浸出毒性分析 |
| 6.6 经济性及应用场景分析 |
| 6.7 本章小结 |
| 7 全文总结与建议 |
| 7.1 全文总结 |
| 7.2 本文创新点 |
| 7.3 下一步工作及建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录1 攻读博士学位期间发表的论文及其他成果 |
| 附录2 攻读博士学位期间参与的课题 |
四、煤中砷的迁移及富集机理（论文参考文献）
- [1]燃煤过程砷硒形态分析及气态砷吸附固化研究[D]. 何楷强. 华北电力大学(北京), 2021
- [2]砷、硒、铅在燃煤过程的迁移及其与矿物的关联[D]. 鲁子龙. 大连理工大学, 2021
- [3]燃煤电厂砷、硒、铅的排放与控制技术研究进展[J]. 黄永达,胡红云,龚泓宇,刘慧敏,付彪,李帅,罗光前,姚洪. 燃料化学学报, 2020(11)
- [4]污泥焚烧过程中As和Se的迁移转化特性研究[D]. 赵小平. 山东大学, 2020(02)
- [5]燃煤过程中砷的迁移转化及控制技术综述[J]. 龚泓宇,胡红云,刘慧敏,李帅,黄永达,付彪,罗光前,姚洪. 中国电机工程学报, 2020(22)
- [6]煤粉恒温燃烧砷的释放特性及转化迁移机理研究[D]. 邹潺. 华北电力大学(北京), 2020(06)
- [7]砷、硒和铅在燃煤机组中迁移转化特性[D]. 赵元财. 华北电力大学(北京), 2020(06)
- [8]固定床加压气化过程有害微量元素迁移转化及影响机制[D]. 王彩红. 中国矿业大学(北京), 2020(04)
- [9]煤中镓元素的赋存特征与富集机理 ——以青海木里和新疆准东煤田为例[D]. 陈磊. 成都理工大学, 2019(06)
- [10]废弃SCR催化剂中重金属钒、砷的迁移特性及无害化处置研究[D]. 王乐乐. 华中科技大学, 2019(01)