燃煤電廠異相凝并飛灰重金屬淋濾特性

李 揚(yáng), 何永來(lái), 靳立軍, 劉靜超, 胡浩權(quán),*

(1.大連理工大學(xué)化工學(xué)院 精細(xì)化工國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 煤化工研究設(shè)計(jì)所, 遼寧 大連 116024; 2.華中科技大學(xué) 能源與動(dòng)力工程學(xué)院 煤燃燒國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 湖北 武漢 430074)

煤炭主導(dǎo)了中國(guó)的一次能源市場(chǎng)，火力發(fā)電廠消耗了50%的煤炭[1]。燃煤過(guò)程中產(chǎn)生的顆粒物近年來(lái)被認(rèn)為是造成大氣環(huán)境污染的原因之一，尤其是難以被現(xiàn)有除塵設(shè)備捕獲脫除的細(xì)顆粒物(<2.5 μm)[2]?；瘜W(xué)團(tuán)聚和湍流共用技術(shù)[3-7]可以有效提高現(xiàn)有除塵設(shè)備對(duì)細(xì)顆粒物的脫除效果，并且具有設(shè)備工藝簡(jiǎn)單、不影響正常生產(chǎn)的優(yōu)勢(shì)，在中國(guó)的部分電廠已經(jīng)實(shí)現(xiàn)運(yùn)行[8,9]。在燃燒和除塵器設(shè)備之間增加化學(xué)團(tuán)聚裝置，利用噴槍將化學(xué)團(tuán)聚劑噴入煙氣流中，在130 ℃的溫度下，團(tuán)聚劑溶液蒸干并使高分子團(tuán)聚劑與煙氣流中較大的顆粒凝聚成核，較小顆粒不斷凝結(jié)到核表面進(jìn)而逐漸形成大顆粒被除塵器捕捉，從而尾部煙氣中的細(xì)顆粒物濃度得以降低。粉煤灰是除塵器收集的飛灰，也可以通過(guò)其物理化學(xué)特性的變化判斷噴入的飛灰團(tuán)聚劑的團(tuán)聚效果。雖然化學(xué)團(tuán)聚過(guò)程中對(duì)粉煤灰的形成沒(méi)有影響，但會(huì)在一定程度上改變粉煤灰的顆粒組成，同時(shí)其對(duì)氣相中揮發(fā)的重金屬有一定的吸附性能。協(xié)同控制氣固相之間揮發(fā)物質(zhì)的過(guò)程稱(chēng)為異相凝并(Hetero-Aggregation)過(guò)程。粉煤灰處置過(guò)程中的主要風(fēng)險(xiǎn)之一是粉煤灰中有毒重金屬元素可能向環(huán)境釋放能力。Khodadoust 等[10]通過(guò)柱淋濾和批淋濾實(shí)驗(yàn)均發(fā)現(xiàn)堿性粉煤灰中As 的浸出受限于碳酸氫鈣。Su等[11]通過(guò)批淋濾實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，隨著浸出時(shí)間的延長(zhǎng)，煙煤粉煤灰的As 浸出量增加但Se 浸出量減少。Sarmiento 等[12]研究發(fā)現(xiàn)，與合成雨水相比，將垃圾滲濾液作為淋濾液時(shí)，飛灰中As 的浸出率更大。Kim等[13]研究發(fā)現(xiàn)，粉煤灰中Pb在堿性條件下淋濾率更高。前期研究表明，淋濾實(shí)驗(yàn)有效地模擬了環(huán)境處置過(guò)程中重金屬的環(huán)境污染能力。影響飛灰中重金屬在淋濾液中的浸出率的因素有很多，如溶液pH值、液固比、持續(xù)時(shí)間以及接觸方式等，而對(duì)于粉煤灰來(lái)說(shuō)，其自身的酸堿性也是影響重金屬元素的浸出能力的重要因素[14]。

本研究采集了燃煤電廠除塵裝置中異相凝并后的飛灰，主要研究了凝并飛灰的物理化學(xué)特征，并采用批淋濾和柱淋濾實(shí)驗(yàn)相結(jié)合的方式研究了飛灰中典型重金屬As、Se、Pb的浸出行為。通過(guò)與中國(guó)環(huán)境水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)[15]進(jìn)行比對(duì)，判斷重金屬浸出液中重金屬濃度的環(huán)境達(dá)標(biāo)情況。

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 樣品采集及預(yù)處理

采集了電廠滿(mǎn)負(fù)荷生產(chǎn)時(shí)靜電除塵器輸灰管道的粉煤灰(Fly Ash, FA)和異相凝并飛灰(Hetero-Aggregation fly ash, HAFA)。除塵樣品采集15 min后采集脫硫石膏(Desulfuration Gypsum, DG)及異相凝并過(guò)程產(chǎn)生的脫硫石膏(HA-DG)。將樣品在105 ℃鼓風(fēng)干燥器內(nèi)烘干至恒重，過(guò)60目篩，干燥保存。

1.2 樣品分析

對(duì)樣品進(jìn)行粒徑分析(激光粒度儀Marven Nano ZS90)，微觀形貌分析(掃描電鏡 FEI NovaNanoSEM450)。應(yīng)用X射線熒光光譜儀(Bruker AXS-S8)測(cè)定樣品主要元素的含量。依據(jù)EPA3050B對(duì)固體廢物的方法要求，使用9 mL HNO3-1 mL HF-1 mL H2O2混酸體系在微波消解儀中進(jìn)行樣品的處理。電感耦合等離子體質(zhì)譜(ICP-MS，Agilent 7900X)測(cè)定樣品中As、Se、Pb的含量。

1.3 批淋濾實(shí)驗(yàn)

依照美國(guó)EPA1313[16]提供的方法，使用0.1 mol/L HNO3和0.1 mol/L NaOH 溶液分別配置了pH值為2和pH值為13的強(qiáng)酸(Acid solution, AC)、強(qiáng)堿(Base solution, BA)溶液作為淋濾液，研究凝并飛灰在強(qiáng)酸強(qiáng)堿環(huán)境及溫和環(huán)境(純凈水，Pure water, PW)下，痕量元素As、Se、Pb 的浸出率。選取中國(guó)地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)三級(jí)指標(biāo)(As、Se、Pb≤0.01 mg/L)和EPA毒性特征閥值(As ≤5 mg/L, Se ≤1 mg/L, Pb ≤5 mg/L)[17]為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)，對(duì)樣品重金屬浸出結(jié)果進(jìn)行評(píng)價(jià)。

1.4 動(dòng)態(tài)柱淋濾浸出實(shí)驗(yàn)

柱淋濾實(shí)驗(yàn)采用有機(jī)玻璃淋濾柱(H=15 cm，I.D.=4 cm)，柱內(nèi)樣品的填充高度為8 cm，在上下兩端分別依次鋪墊200目篩網(wǎng)、1 cm厚的惰性石英砂層和濾紙層，總填充高度大于10 cm。固體填充后靜置24 h，使樣品充分壓實(shí)。淋濾液使用純凈水(Pure water, PW)或由濃硫酸、濃硝酸以2∶1質(zhì)量比配置pH值為4.60±0.05的模擬酸雨溶液(Synthetic acid rain, SAR)。粉煤灰柱淋濾初始流量約20 mL/h，凝并飛灰柱淋濾初始流量約16 mL/h。以確定的體積為單位采集濾出液，并準(zhǔn)確稱(chēng)量其質(zhì)量(精確到0.0001 g)，采集樣品后立即更換采樣瓶。使用電感耦合等離子體質(zhì)譜測(cè)定濾出液中As、Se、Pb三種重金屬含量。重金屬累積釋放質(zhì)量分?jǐn)?shù)ci依據(jù)公式(1)計(jì)算。

(1)

式中，ci,0為采集的浸出液中元素質(zhì)量濃度，Vi為浸出液體積，m0為樣品質(zhì)量，ci單位為μg/kg 或mg/kg。

1.5 凝并劑吸附性能

在40 ℃水浴環(huán)境中，制備了凝并石英砂HA-Quartz(水100 mL、石英砂10 g、凝并劑0.01 g)，在105 ℃烘箱內(nèi)蒸干并研磨至100目以下，另選擇FA和HAFA共同進(jìn)行實(shí)驗(yàn)。配置約30 mg/L的Pb(NO3)2作為初始溶液。參照EPA1313提供的方法進(jìn)行吸附實(shí)驗(yàn)。

2 結(jié)果討論

2.1 凝并飛灰的粒徑分布

圖1 為凝并飛灰粒徑分布。凝并飛灰和粉煤灰的粒徑均表現(xiàn)出雙峰分布，峰值出現(xiàn)在<1 μm 的細(xì)顆粒處和約100 μm的較大顆粒處。凝并飛灰中較大粒徑峰值為138.04 μm，體積分?jǐn)?shù)為6.58%，細(xì)顆粒峰值出現(xiàn)在0.68 μm處，體積分?jǐn)?shù)為0.40%；粉煤灰中較大粒徑峰值為60.26 μm，體積分?jǐn)?shù)為4.93%，細(xì)顆粒峰值出現(xiàn)在0.68 μm處體積分?jǐn)?shù)為0.71%；當(dāng)粒徑大于79.43 μm時(shí)，凝并飛灰中顆粒占比逐漸大于粉煤灰。

圖1 樣品的粒徑分布

凝并飛灰的粒徑集中在較大粒徑范圍(>100 μm)，與未噴入凝并劑的粉煤灰樣品相比，粒徑大于100 μm的顆粒明顯增多，細(xì)顆粒占比較少。凝并作用使細(xì)顆粒物凝聚形成較大顆粒，故使凝并后飛灰的粒徑分布向大粒徑方向偏移。燃后區(qū)的異相凝并系統(tǒng)對(duì)顆粒物的形成過(guò)程沒(méi)有影響，僅在低溫?zé)煹乐形锢砟鄞罅康募?xì)顆粒物而形成較大的顆粒物。粒度測(cè)試結(jié)果表明，凝聚而成的大顆粒表現(xiàn)了凝并效果，同時(shí)單位體積內(nèi)細(xì)顆粒物更少，證實(shí)了細(xì)顆粒物“生長(zhǎng)”成大顆粒。有研究指出[18]，凝并系統(tǒng)的應(yīng)用降低了尾部煙道出口中細(xì)顆粒物的含量，故“生長(zhǎng)成大顆?！毕牧藷煔庵械募?xì)顆粒物。

2.2 飛灰的微觀形貌

凝并飛灰的微觀形貌見(jiàn)圖2。煤粉爐產(chǎn)生的粉煤灰顆粒基本以小球居多[19]，在圖2(a)可觀察到粉煤灰以規(guī)則球形小顆粒為主，顆粒物較細(xì)且松散堆積在一起，沒(méi)有凝結(jié)效果。圖2(b)中發(fā)現(xiàn)，凝并飛灰中大部分粒徑不足1 μm的細(xì)顆粒通過(guò)凝并劑的黏結(jié)作用和較大的顆粒凝聚在一起，形成了粒徑更大的顆粒。大顆粒物表面有膜狀結(jié)構(gòu)，其為凝并工藝引入的凝并劑，部分小顆粒通過(guò)凝并劑黏連在較大顆粒上，還有部分小顆粒被凝并劑完全包裹固定在了幾個(gè)顆粒物之間?？傊?，凝并飛灰中細(xì)小顆粒物和較大顆粒物共同凝結(jié)成了粒徑更大的顆粒物，電子顯微照片和粒度分析的結(jié)果都符合上述分析。

2.3 飛灰化學(xué)組成及重金屬含量

燃后區(qū)引入凝并技術(shù)并不會(huì)對(duì)飛灰的形成產(chǎn)生影響，如表1 中化學(xué)元素組成分析結(jié)果所示，兩種飛灰的主要成分無(wú)差別，含量也及其相近。從鈣含量和電廠燃煤種類(lèi)判斷除塵設(shè)備飛灰(FA)屬于F 類(lèi)飛灰[20]。凝并飛灰(HAFA)中硫含量增加，是因?yàn)槟?duì)氣相揮發(fā)性物質(zhì)發(fā)生吸收作用，SO2和SO3可被固定到HAFA中[21]。樣品重金屬含量見(jiàn)表2，HAFA中重金屬As、Se、Pb含量較FA均發(fā)生富集，一方面因?yàn)镠AFA所含顆粒以小顆粒凝聚而成的顆粒物居多，有研究[22]表明，燃煤過(guò)程中粒徑越小的FA越易富集痕量金屬；另一方面，因異相凝并吸附劑對(duì)氣相中揮發(fā)的痕量金屬的捕獲，造成了HAFA中As、Se、Pb 含量的富集。同工況下采集的脫硫石膏中，凝并工序后的脫硫石膏(HA-DG)中三種痕量金屬的含量均低于未凝并的脫硫石膏(DG)，同樣因?yàn)楫愊嗄⑽絼┑囊胩岣吡顺龎m器對(duì)煙氣流中重金屬的捕獲能力。HAFA和脫硫石膏中痕量金屬含量的變化，說(shuō)明了凝并作用在一定程度上促進(jìn)了除塵器對(duì)燃煤痕量金屬的捕獲。

表2 樣品的重金屬含量

2.4 重金屬的批淋濾浸出質(zhì)量濃度

飛灰的重金屬批淋濾實(shí)驗(yàn)研究結(jié)果見(jiàn)圖3。As在溫和(PW)和強(qiáng)酸(AC, pH=2)、強(qiáng)堿(BA, pH=13)等三種環(huán)境中的浸出能力并無(wú)明顯差異。在強(qiáng)酸環(huán)境AC中，HAFA浸出As為1.4 μg/L，而FA浸出As為0.9 μg/L；在強(qiáng)堿BA(pH=13)中HAFA浸出As為1.1 μg/L，F(xiàn)A浸出As為1.5 μg/L；水溶液PW中HAFA浸出As為1.0 μg/L，F(xiàn)A浸出As為1.2 μg/L。AC中HAFA浸出As較高是因?yàn)楦邼舛菻+對(duì)于凝并劑產(chǎn)生了破壞，并在不斷振蕩的條件下使得HAFA中吸附的氣相As發(fā)生了逃逸。對(duì)比三種環(huán)境，As 更容易在BA中浸出，這是因OH-的增加減少了FA中礦物元素鈣、鋁的二次沉淀現(xiàn)象[23]，二次沉淀會(huì)裹挾As使得遷移到液相中的As再次固定到新生不定形礦物中。As的浸出均沒(méi)有超過(guò)地下水三級(jí)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(A ≤0.01 mg/L)。

圖3 As、Se 和 Pb 批淋濾浸出濃度

AC中HAFA比FA浸出Se能力稍弱，PW中HAFA比FA浸出Se能力強(qiáng)，BA中HAFA的Se浸出能力明顯比FA弱。在AC(pH=2)中HAFA浸出Se為282 μg/L，而FA浸出Se為308 μg/L；在BA(pH=13)中HAFA浸出Se為388 μg/L，F(xiàn)A浸出As為523 μg/L；PW中HAFA浸出Se為358 μg/L，F(xiàn)A浸出Se為275 μg/L。與As不同，Se更容易遷移到液相中，因中國(guó)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)更為嚴(yán)格所有浸出濃度超過(guò)了地下水三級(jí)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(Se ≤0.01 mg/L)，但低于EPA限值(Se ≤1 mg/L)。Se 也表現(xiàn)出在BA中更易浸出的特性，與As有相似的二次沉淀現(xiàn)象。在PW中HAFA比FA更容易浸出Se，原因是持續(xù)的振蕩使HAFA中凝并劑部分溶解，富集Se的細(xì)顆粒脫離凝并劑的裹挾而暴露在溶液中，溫和的水溶液PW對(duì)Se的二次沉淀影響較小，因此，HAFA比FA浸出了更多的Se。

Pb表現(xiàn)出更高的惰性，僅有HAFA在AC中浸出為0.6 μg/L，以及FA在BA中浸出為3.1 μg/L。凝并劑含高分子殼糖類(lèi)物質(zhì)黃原膠，在溶液中易于形成鉛螯合物[24]，酸性溶液中H+與Pb2+爭(zhēng)奪黃原膠可吸附陽(yáng)離子空位，并且由于HAFA比FA的Pb 含量高4.3%，故造成AC中HAFA浸出更多的Pb。而B(niǎo)A保證了鉛螯合物的穩(wěn)定性，僅有FA中浸出Pb。浸出質(zhì)量濃度均未超過(guò)地下水三級(jí)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(Pb ≤0.01 mg/L)。

2.5 重金屬的柱淋濾浸出質(zhì)量濃度

飛灰中As柱淋濾浸出濃度見(jiàn)圖4(a)。在純凈水PW淋濾作用下，液固比達(dá)到0.5時(shí)，HAFA浸出As為0.37 μg/L，此時(shí)FA浸出As為2.64 μg/L，此后HAFA保持了弱的As浸出趨勢(shì)，液固比達(dá)到5時(shí)HAFA浸出As為0.28 μg/L，F(xiàn)A浸出As為0.98 μg/L；在模擬酸雨溶液SAR中液固比達(dá)到0.5時(shí)HAFA未浸出As，此時(shí)FA浸出As為4.73 μg/L，液固比為2.5時(shí)HAFA浸出As為1.60 μg/L，此時(shí)FA中浸出As為2.15 μg/L，液固比增加HAFA中As浸出的趨勢(shì)變大，液固比達(dá)到4.5時(shí)，HAFA中浸出As為8.57 μg/L，而FA浸出3.56 μg/L。在PW和SAR的淋濾作用下，F(xiàn)A中As的浸出均呈現(xiàn)先降低再升高的現(xiàn)象，HAFA中As在PW淋濾下浸出能力也較穩(wěn)定，而在SAR作用下浸出產(chǎn)生明顯波動(dòng)。As浸出質(zhì)量濃度產(chǎn)生波動(dòng)，其一是因?yàn)镕A形成過(guò)程不均一導(dǎo)致As在顆粒物表面及內(nèi)部分布不均勻，淋濾液在自然流動(dòng)狀態(tài)下對(duì)顆粒所有表面的淋洗能力是有限的，并且HAFA中因細(xì)顆粒物存在凝聚現(xiàn)象，細(xì)顆粒表面接觸淋濾液的機(jī)會(huì)不同，導(dǎo)致HAFA波動(dòng)略大與FA樣品；另一方面，因堿性飛灰會(huì)浸出大量鈣、鋁等礦物元素，As在溶液中遷移屬于中等活性，易于被新生礦物等包裹或吸附在表面發(fā)生二次沉淀現(xiàn)象，先浸出的As隨著淋濾液的流動(dòng)因二次沉淀的方法固定在末端床層中。

圖4(b)所示As的累積浸出質(zhì)量分?jǐn)?shù)，當(dāng)達(dá)到最大液固比時(shí)FA在SAR作用下累積浸出As為20.33 μg/kg，HAFA浸出As為19.29 μg/kg；PW作用下FA浸出As為3.5 μg/kg，HAFA浸出As為0.94 μg/kg，并由表3 累積浸出率可知，PW作用下FA及HAFA中As的累積浸出率分別為0.02%和0.01%，SAR作用下FA和HAFA中As的累積浸出率均為0.11%。As 更易于在動(dòng)態(tài)的SAR中浸出，與其他研究者得到的As 柱淋濾模型一致[25]，原因是SAR阻礙了新生礦物的形成，極少的As會(huì)被二次沉淀裹挾或吸附，SAR也較易洗掉顆粒物表面富集的As，SAR破壞了HAFA的凝結(jié)狀態(tài)使得部分表面含有大量重金屬的細(xì)顆粒物暴露在液相環(huán)境中，另一方面H+對(duì)重金屬螯合物產(chǎn)生作用，使得螯合的重金屬離子脫離。HAFA表現(xiàn)出更低的As浸出性，除因顆粒物被凝并劑包裹導(dǎo)致液固接觸面積較小等物理因素，凝并劑對(duì)遷移到液相中的重金屬離子表現(xiàn)出吸附作用，可認(rèn)為是凝并劑和重金屬離子之間發(fā)生了螯合作用。

圖4 As 的浸出質(zhì)量濃度(a)和累積浸出質(zhì)量分?jǐn)?shù)(b)

飛灰中Se柱淋濾浸出質(zhì)量濃度見(jiàn)圖5(a)，Se的浸出相對(duì)其他兩種元素較穩(wěn)定且濃度較高，原因在于Se在液相環(huán)境中活性較高并易于遷移到水溶液中。PW淋濾作用下液固比達(dá)到0.5時(shí)HAFA浸出Se的質(zhì)量濃度為0.33 mg/L，此時(shí)FA浸出Se為0.52 mg/L，液固比達(dá)到5時(shí)HAFA浸出Se為0.09 mg/L，此時(shí)FA浸出Se為0.14 mg/L；SAR淋濾作用下液固比達(dá)到0.5時(shí)HAFA浸出Se為0.82 mg/L，此時(shí)FA浸出Se為1.85 mg/L，液固比達(dá)到5時(shí)HAFA浸出Se為0.05 mg/L，此時(shí)FA浸出Se為0.07 mg/L。Se的浸出趨勢(shì)均呈反函數(shù)趨勢(shì)。

由圖5(b)所示Se的累積浸出質(zhì)量分?jǐn)?shù)，當(dāng)達(dá)到最大液固比時(shí)FA在SAR作用下累積浸出Se為2.29 mg/kg，HAFA浸出Se為1.18 mg/kg；PW作用下FA浸出Se為1.25 mg/kg，HAFA浸出Se為0.92 mg/kg，并由表3 累積浸出率可知，PW作用下FA及HAFA中Se的累積浸出率分別為15.51%和10%，SAR作用下FA和HAFA中Se的累積浸出率為28.33%和12.81%。SAR中Se的浸出較多，同As的浸出行為一樣，SAR較易洗脫顆粒表面上富集的Se。HAFA中Se浸出能力弱于FA，產(chǎn)生此現(xiàn)象的主要原因在異相凝并的過(guò)程中，煙氣中部分氣態(tài)Se被凝并劑捕獲，柱淋濾過(guò)程中此部分氣態(tài)Se形成重金屬螯合物，凝并劑對(duì)液相中Se表現(xiàn)出強(qiáng)的吸附能力，凝并劑及時(shí)捕獲部分Se進(jìn)一步形成重金屬螯合物。且因凝并劑的存在，細(xì)小顆粒暴露在液相環(huán)境中的表面積減少，抑制了部分Se向液相的遷移；同時(shí)凝并劑還可捕獲部分遷移到液相中的Se，因此，降低了飛灰中Se的浸出能力。

表3 元素累積浸出率

圖5 Se的浸出質(zhì)量濃度(a)和累積浸出質(zhì)量分?jǐn)?shù)(b)

飛灰中Pb的柱淋濾浸出濃度見(jiàn)圖6(a)，堿性FA中Pb的浸出能力較弱，屬于惰性重金屬離子。PW淋濾作用下液固比達(dá)到0.5時(shí)HAFA浸出Pb為0.48 μg/L，此時(shí)FA浸出Pb為0.25 μg/L，液固比達(dá)到5時(shí)HAFA浸出Pb為0.22 μg/L，此時(shí)FA浸出Pb為0.02 μg/L接近檢測(cè)限(0.01 μg/L)；SAR淋濾作用下HAFA和FA的浸出液中Pb均接近檢測(cè)限。在SAR的作用下因不斷進(jìn)入固體床層的新鮮淋濾液含有大量硫酸根離子，遷移到液相中的Pb離子與硫酸根離子形成了硫酸鉛沉淀。

由圖6(b)所示Pb的累積浸出質(zhì)量分?jǐn)?shù)，當(dāng)達(dá)到最大液固比時(shí)FA在PW作用下累積浸出Pb為1.85 μg/kg，HAFA浸出為0.76 μg/kg。HAFA中Pb的浸出量明顯低于FA，凝并劑同Pb可形成重金屬螯合物，且Pb和As同樣容易發(fā)生二次沉淀現(xiàn)象故產(chǎn)生浸出含量的波動(dòng)。因HAFA中Pb的含量本身要高于FA中Pb的含量，故HAFA中硫酸鉛沉淀飽和程度更高，導(dǎo)致了微量Pb向液相遷移，但其濃度低接近于儀器檢測(cè)限。凝并劑對(duì)Pb的螯合作用更為明顯，因Pb相較于As和Se更容易形成重金屬螯合物。SAR可能會(huì)抑制As和Pb螯合物的形成，而促進(jìn)Se的螯合物的形成。

圖6 Pb 的浸出質(zhì)量濃度(a)和累積浸出質(zhì)量分?jǐn)?shù)(b)

2.6 凝并劑的重金屬吸附性能

凝并劑吸附性能見(jiàn)圖7。由圖7可知，與單純的石英砂相比，凝并劑石英砂對(duì)溶液中Pb的吸附明顯提升，Pb的脫除效率從9.05%提升到27.43%，凝并劑提升了對(duì)Pb2+的吸附作用。同時(shí)HAFA對(duì)Pb的脫除效率提高了約3%，說(shuō)明HAFA中的Pb更穩(wěn)定并且凝并劑對(duì)液相中的Pb有一定的吸附能力。

圖7 凝并劑吸附性能

3 結(jié) 論

異相凝并飛灰的顆粒粒徑比粉煤灰更大，有較多的細(xì)小顆粒黏結(jié)成大顆粒；異相凝并劑對(duì)煙氣中的重金屬有一定的吸附作用，從而降低了尾部過(guò)程中重金屬的排放。

異相凝并飛灰在不同液相環(huán)境中表現(xiàn)出對(duì)重金屬As、Se、Pb 的不同程度的抑制作用；異相凝并飛灰中As在柱淋濾模擬酸雨溶液SAR和純凈水PW中的浸出率分別為0.11%和0.01%，飛灰中As的浸出率分別為0.11%和0.02%；異相凝并飛灰中Se在SAR和PW中的浸出率分別為12.81%和10%，而普通飛灰中Se的浸出率分別為28.33%和15.51%；異相凝并飛灰中Pb在PW的浸出率為0.0003%，飛灰中浸出率為0.0008%。異相凝并飛灰對(duì)As、Se、Pb 三種元素在動(dòng)態(tài)柱淋濾實(shí)驗(yàn)中表現(xiàn)出抑制作用。

凝并劑對(duì)溶液中重金屬離子具有吸附能力。凝并劑的加入使石英砂對(duì)Pb2+的脫除效率從9.05%提高到27.43%，也使粉煤灰對(duì)Pb2+的脫除效率從93.12%提高到96.10%。與粉煤灰相比，凝并飛灰中重金屬的環(huán)境穩(wěn)定性更高。