一种基于粉煤灰矿物成分定向调配的燃煤过程污染物控制的应用转让专利
申请号 : CN202110315027.X
文献号 : CN113083005B
文献日 : 2022-07-19
发明人 : 韩军 , 秦林波 , 赵波 , 梁洋硕 , 陈耕
申请人 : 武汉科技大学
摘要 :
本发明公开了一种基于粉煤灰矿物成分定向调配的燃煤过程污染物控制的应用。采用粉煤灰重力分选技术，用溴仿分选高硫粉煤灰，重粉煤灰中钙和铁质量含量远高于原粉煤灰中钙和铁。在700℃下，重粉煤灰对砷、SO2、NOx、甲苯和氯苯的脱除效率分别为63.79％，71.20％，67.8％，72.8％和65.3％，远高于原粉煤灰脱除砷、SO2、NOx、甲苯和氯苯等污染物的效率；重粉煤灰中富集的钙和铁对污染物具有较好的吸附和催化作用，重粉煤灰通过吸附和催化双重功效协同脱除燃煤烟气中砷、SO2、NOx、甲苯和氯苯等污染物；此外，在含SO2的烟气中重粉煤灰对砷的吸附能力从原粉煤灰的461μg/g提高到785μg/g。该技术不仅实现粉煤灰循环资源化利用，达到“以废治污”的目的，还解决了燃煤烟气多污染物协同控制难题。
权利要求 :
1.一种基于粉煤灰矿物成分定向调配的燃煤过程污染物控制的应用，其特征在于，步骤如下：S1.将从燃煤电厂收集到的动力煤燃烧后的粉煤灰通过重力分选分离为密度大于
3 3
2.89g/cm的重粉煤灰和密度小于2.89g/cm的轻粉煤灰；
S2. 实时检测燃煤锅炉燃烧后的烟气中的NOx浓度，并向燃煤锅炉炉膛上端600~800℃温度区域按浓度比为1：1，将NH3混入烟气中；
S3.将重粉煤灰作为吸附剂/催化剂连续喷入燃煤锅炉炉膛上端600 800℃温度区域，~与混入NH3后的烟气混合；
所述吸附剂用于脱除烟气中的污染物：As2O3、SO2、NOx、VOCs、氯苯，并抑制二噁英生成。
2.根据权利要求1所述的基于粉煤灰矿物成分定向调配的燃煤过程污染物控制的应3
用，其特征在于，所述吸附剂在烟气中的污染物SO2的浓度为1500 mg/Nm时，对烟气中的污染物：As2O3、SO2、NOx、甲苯、氯苯的吸附容量分别为784 μ g /g、2189 μ g /g、556 μ g /g、
2136 μ g /g、2231 μ g /g。
3.根据权利要求1所述的基于粉煤灰矿物成分定向调配的燃煤过程污染物控制的应用，其特征在于，所述步骤S2 S3中使燃煤锅炉燃烧后的烟气在温度为700℃时与吸附剂接~触。
4.根据权利要求1所述的基于粉煤灰矿物成分定向调配的燃煤过程污染物控制的应用，其特征在于，所述步骤S1中动力煤为低硫煤，低硫煤燃烧后的粉煤灰采用密度为2.89g/3
cm的溶剂进行浮选，分离成漂浮物和沉淀，沉积即所述重粉煤灰，所述低硫煤燃烧后的粉煤灰不溶于所述溶剂。
说明书 :
一种基于粉煤灰矿物成分定向调配的燃煤过程污染物控制的
应用
技术领域
[0001] 本发明属于烟气污染脱除技术领域，具体涉及一种基于粉煤灰矿物成分定向调配的燃煤过程污染物控制的应用。
背景技术
[0002] 燃煤过程会产生大量的污染物如二氧化硫(SO2)、氮氧化物 (NOx)、细颗粒物、重金属等，其能引起严重的环境问题。目前，我国已全面实施燃煤电厂烟气超低排放，即颗粒3 3
物排放浓度限值为10 mg/Nm ，二氧化硫(SO2)排放浓度限值为35mg/Nm ，氮氧化物(NOx) 排
3
放浓度限值为50mg/Nm。细颗粒物富含多种有毒衡量元素进入呼吸系统对人体造成极大的危害，如砷是一种剧毒元素，可导致癌症、出生缺陷和神经系统损伤等严重的不良健康影响。煤中砷的含量为 6.4μg/g，在煤燃烧过程中砷容易挥发。因此，燃煤电厂被认为是砷的主要人为来源之一。据估计，2010年中国的燃煤电站向大气排放了 335吨砷。一般来说，煤中的砷主要以As2O3(gas)的形式蒸发，然后在煤燃烧过程中与煤中的氧或矿物质发生反应。
在烟气下游，气态砷通过成核或冷凝过程富集亚微米颗粒，很容易穿透现有的空气污染控制装置逃逸到大气中。目前，砷的控制途径是：将砷从气相转化为颗粒相，从亚微米颗粒转化为粗颗粒，从有毒物质转化为无毒物质。
物排放浓度限值为10 mg/Nm ，二氧化硫(SO2)排放浓度限值为35mg/Nm ，氮氧化物(NOx) 排
3
放浓度限值为50mg/Nm。细颗粒物富含多种有毒衡量元素进入呼吸系统对人体造成极大的危害，如砷是一种剧毒元素，可导致癌症、出生缺陷和神经系统损伤等严重的不良健康影响。煤中砷的含量为 6.4μg/g，在煤燃烧过程中砷容易挥发。因此，燃煤电厂被认为是砷的主要人为来源之一。据估计，2010年中国的燃煤电站向大气排放了 335吨砷。一般来说，煤中的砷主要以As2O3(gas)的形式蒸发，然后在煤燃烧过程中与煤中的氧或矿物质发生反应。
在烟气下游，气态砷通过成核或冷凝过程富集亚微米颗粒，很容易穿透现有的空气污染控制装置逃逸到大气中。目前，砷的控制途径是：将砷从气相转化为颗粒相，从亚微米颗粒转化为粗颗粒，从有毒物质转化为无毒物质。
[0003] 尽管我国目前已经具备高效除尘、脱硫、脱硝技术及设备实现燃煤电厂烟气超低排放，但一般均是污染物控制设备单独控制，各自为战。这种单一控制模式存在三个问题：1)采用单一的设备难以满足愈趋严格的污染物排放要求；2)各单一污染物控制设备之间存在相互不利的影响，可能影响整个污染物控制系统甚至锅炉的安全稳定运行；3)系统极其复杂，难以精准控制，导致烟气净化成本高、负荷大。因此，急需在现有烟气净化设备上游脱除部分污染物，从而减轻下游燃煤烟气脱硫脱硝脱重金属的负荷，实现燃煤烟气的高效经济性超低排放。
[0004] 经检索，有类似的方案公开；例如：一种工业烟气除尘脱硫脱砷一体化方法(申请号：201410557222.3，申请日：2014.10.20)，其利用无机硫化物吸收SOx，同时将烟气中的尘粒捕集下来，无机硫化物同烟气中的汞、砷等有毒重金属反应生不溶性成硫化盐，然后利用络合亚铁吸收NOx，无机硫化物作为还原剂再生吸收剂，实现灰尘、SOx、 NOx、汞、砷等污染物的同步脱除，但该技术存在无机硫化物和络合亚铁消耗量较大，处理成本较高，络合亚铁再生难等问题，且净化污染物后的吸附剂是一种危险废弃物。
发明内容
[0005] 本发明提供了一种基于粉煤灰矿物成分定向调配的燃煤过程污染物控制的应用。该工艺，采用粉煤灰重力分选技术制备了一种烟气多污染物净化低成本的吸附剂/催化剂，以溴仿为低硫粉煤灰分离液时，重粉煤灰中钙、铝、铁质量含量分别为23.48％、20.57％和
26.09％，原粉煤灰中钙、硫、铁质量含量分别为6.70％、30.62％和6.08％；在700℃下，重粉煤灰对砷、SO2、NOx、甲苯和氯苯的脱除效率分别为63.79％，71.20％，67.8％，72.8％和
3
65.3％，远高于原粉煤灰脱除砷、 SO2、NOx、甲苯和氯苯等污染物的效率；在含1500mg/Nm SO2的烟气中重粉煤灰对砷的吸附能力从原粉煤灰的461μg/g提高到 785μg/g；重粉煤灰中富集的钙和铁对污染物具有较好的吸附和催化双重功效协同脱除燃煤烟气中砷、SO2、NOx、甲苯和氯苯等污染物。该技术不仅为燃煤烟气多污染物控制提供了一种新型的吸附/催化材料，实现粉煤灰循环资源化利用，达到“以废治污”的目的，还解决了燃煤烟气多污染物协同控制难题，大幅降低了燃煤烟气净化系统的运行负荷，提高了烟气处理能力，实现燃煤烟气更加高效经济化治理的目的。
26.09％，原粉煤灰中钙、硫、铁质量含量分别为6.70％、30.62％和6.08％；在700℃下，重粉煤灰对砷、SO2、NOx、甲苯和氯苯的脱除效率分别为63.79％，71.20％，67.8％，72.8％和
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65.3％，远高于原粉煤灰脱除砷、 SO2、NOx、甲苯和氯苯等污染物的效率；在含1500mg/Nm SO2的烟气中重粉煤灰对砷的吸附能力从原粉煤灰的461μg/g提高到 785μg/g；重粉煤灰中富集的钙和铁对污染物具有较好的吸附和催化双重功效协同脱除燃煤烟气中砷、SO2、NOx、甲苯和氯苯等污染物。该技术不仅为燃煤烟气多污染物控制提供了一种新型的吸附/催化材料，实现粉煤灰循环资源化利用，达到“以废治污”的目的，还解决了燃煤烟气多污染物协同控制难题，大幅降低了燃煤烟气净化系统的运行负荷，提高了烟气处理能力，实现燃煤烟气更加高效经济化治理的目的。
[0006] 本发明的技术方案：一种基于粉煤灰矿物成分定向调配的燃煤过程污染物控制的应用，所述吸附剂用于脱除烟气中的污染物：As2O3、 Hg、SO2、NOx、VOCs、氯苯，并防止二噁英生成，步骤如下：
[0007] S1.将从燃煤电厂收集到的低硫煤燃烧后的粉煤灰分离为密度大于2.89g/cm3的3
重粉煤灰和密度小于2.89g/cm的轻粉煤灰；
重粉煤灰和密度小于2.89g/cm的轻粉煤灰；
[0008] S2.实时检测燃煤锅炉燃烧后的烟气中的NOx浓度，并向燃煤锅炉炉膛上端600～800℃温度区域按浓度比为1：1，将NH3混入烟气中；
[0009] S3.将重粉煤灰作为吸附剂/催化剂连续喷入燃煤锅炉炉膛上端 600～800℃温度区域，与混入NH3后的烟气混合。
[0010] 进一步地，所述吸附剂在烟气中的污染物SO2的浓度为1500 mg/Nm3时，对烟气中的污染物：As2O3、SO2、NOx、甲苯、氯苯的吸附容量分别为784ug/g、2189ug/g、556ug/g、2136ug/g、2231ug/g。
[0011] 进一步地，所述步骤S2～S3中使燃煤锅炉燃烧后的烟气在温度为700℃时与吸附剂接触。
[0012] 进一步地，所述步骤S1中低硫煤燃烧后的粉煤灰采用密度为 2.89g/cm3的溶剂进行浮选，分离成漂浮物和沉淀，沉积即所述重粉煤灰，所述低硫煤燃烧后的粉煤灰不溶于所述溶剂。
[0013] 本发明具有的优点和有益效果：
[0014] 1、该技术为燃煤烟气多污染物控制提供了一种新型的吸附/催化材料，实现粉煤灰循环资源化利用，达到“以废治污”的目的。
[0015] 2、该技术解决了燃煤烟气多污染物协同控制难题，通过向锅炉中喷入重粉煤灰吸附剂脱除部分污染物，大幅降低了后续燃煤烟气净化系统的运行负荷，提高了烟气处理能力，实现燃煤烟气更加高效经济化治理的目的。
[0016] 3、本发明所用的吸附剂更少，系统阻力低，吸附剂可以从燃煤锅炉自身获得。
[0017] 4、对于高硫粉煤灰，重选后CaO和Fe2O3的含量分别由原粉煤灰(A1)的6.70wt％和6.08wt％提高到重粉煤灰(A3)的23.48wt％和26.09wt％。同时，700℃下在含SO2浓度为
3
1500mg/Nm 的烟气中，粉煤灰吸附剂对砷的最大吸附量也由461μg/g(A1)提高到785μg/g (A6)。
3
1500mg/Nm 的烟气中，粉煤灰吸附剂对砷的最大吸附量也由461μg/g(A1)提高到785μg/g (A6)。
[0018] 5、在600～700℃温度下，含砷混合气与吸附剂反应中，CaO、Fe2O3、 Al2O3之间存在协同作用强化As2O3的吸附，大幅增加了吸附剂的吸附容量。
[0019] 6、现有技术利用粉煤灰中的钙或铁捕砷，但吸附容量相对较低。而磁选法、化学分馏法被广泛用于分离粉煤灰的特定组分。磁选法可以从粉煤灰中分离出磁性铁氧体。然而，飞灰中的钙化合物不能被回收。粉煤灰中富集了钙石、褐铁闪锌矿、角闪锌矿和硬石膏等钙3
化合物，其密度大于2.89g/cm ，本发明按密度分离粉煤灰有效富集了钙石、褐铁闪锌矿、角闪锌矿和硬石膏等钙化合物。
化合物，其密度大于2.89g/cm ，本发明按密度分离粉煤灰有效富集了钙石、褐铁闪锌矿、角闪锌矿和硬石膏等钙化合物。
[0020] 7、重粉煤灰由于富集了赤铁矿、钙铝石和黄铁矿，烟气携带NOx 与Hg0在经过吸附0
剂时，在吸附剂的催化作用下同时发生NH3与NOx 转化为N2和H2O的催化还原反应和Hg氧化
2+
成Hg 催化氧化反应，重粉煤灰中的活性成分Fe2O3对烟气中的NOx具有催化还原作用，还对烟气中的VOCs具有氧化作用，能抑制煤燃烧过程焦油的产生。由于降低了烟气中的氯苯和VOCs有效防止了二噁英的生成。
剂时，在吸附剂的催化作用下同时发生NH3与NOx 转化为N2和H2O的催化还原反应和Hg氧化
2+
成Hg 催化氧化反应，重粉煤灰中的活性成分Fe2O3对烟气中的NOx具有催化还原作用，还对烟气中的VOCs具有氧化作用，能抑制煤燃烧过程焦油的产生。由于降低了烟气中的氯苯和VOCs有效防止了二噁英的生成。
[0021] 8、重粉煤灰中富集含Ca矿物对砷、Hg、SO2、NOx、VOCs、氯苯等具有较好吸附性能，而0
重粉煤灰中富集的Fe矿物对NOx、VOCs、 Hg 等具有较强的催化效果，在吸附和催化双重效果的协同下强化砷、 Hg、SO2、NOx、VOCs、氯苯等的脱除，提高其脱除效率。
重粉煤灰中富集的Fe矿物对NOx、VOCs、 Hg 等具有较强的催化效果，在吸附和催化双重效果的协同下强化砷、 Hg、SO2、NOx、VOCs、氯苯等的脱除，提高其脱除效率。
附图说明
[0022] 图1是本发明实例1中砷蒸气发生吸附实验系统；
[0023] 图2是本发明实例1中粉煤灰吸附剂的XRD图谱；(a)来自高硫粉煤灰的吸收剂；(b)来自低硫粉煤灰的吸收剂；(Q表示SiO2，石英；H表示Fe2O3，赤铁矿；G表示CaSO4，石膏；Mu表示KAl2 (Si3Al)O10(OH)2，白云母；Ge表示:Ca2Al(AlSi)O7，辉长岩； Ga表示Ca3Al2Si3O12，石榴石；Me表示:Ca2Al2SiO7，黄铁矿；Gr表示Ca3Al2(SiO4)2(OH)4，钙铝榴石；M表示Al6Si2O13，莫来石)；
[0024] 图3是本发明实例1中粉煤灰吸附剂的扫描电镜图；
[0025] 图4是实施案例1中不同温度下粉煤灰吸附剂对砷的吸附能力图；(a)来自高硫粉煤灰的吸收剂；(b)来自低硫粉煤灰的吸收剂；
[0026] 图5是实施案例2中SO2对700℃下粉煤灰吸附剂吸附砷能力的影响；(a)来自高硫粉煤灰的吸收剂；(b)来自低硫粉煤灰的吸收剂；
[0027] 图6是实施案例2中A3在700℃和1500mg/Nm3 SO2条件下吸附砷前后的XPS光谱；(a)砷吸附前；(b)砷吸附后；
[0028] 图7是实施案例2中A3在700℃和1500mg/Nm3 SO2吸附砷前后的XPS光谱；(a)砷吸附前；(b)砷吸附后；
[0029] 图8是实施例2中A3在700℃、1500mg/Nm3 SO2条件下吸附砷前后Fe2p和Ca2p的XPS光谱；(a)砷吸附前；(b)砷吸附后；
[0030] 图9是实施例2中A3在700℃和1500mg/Nm3 SO2条件下吸附砷前后的红外光谱；(a)砷吸附前；(b)砷吸附后；
[0031] 图10是基于粉煤灰矿物成分定向调配的燃煤过程污染物控制示意图。
具体实施方式
[0032] 下面结合附图和实施例对本发明作进一步的说明，但并不作为对本发明限制的依据。在本说明书和所附的权利要求书中使用的术语不应解释为限制于一般含义和字典含义，而应当在允许发明人适当定义术语以进行最佳解释的原则的基础上，根据与本发明的技术方面相应的含义和概念进行解释。因此，这里提出的描述仅仅是出于举例说明目的的优选实例，并非意图限制本发明的范围，从而应当理解的是，在不偏离本发明的精神和范围的情况下，可以由其获得其他等价方式或改进方式。
[0033] 本发明提供一种基于粉煤灰矿物成分定向调配的燃煤过程污染物控制的应用，如图10，所述吸附剂用于脱除烟气中的污染物：As2O3、 SO2、NOx、VOCs、氯苯，并防止二噁英生成，步骤如下：
[0034] S1.将从燃煤电厂燃煤锅炉1的尾气经除尘器2收集到的低硫煤燃烧后的粉煤灰分3 3
离为密度大于2.89g/cm的重粉煤灰和密度小于 2.89g/cm的轻粉煤灰；
离为密度大于2.89g/cm的重粉煤灰和密度小于 2.89g/cm的轻粉煤灰；
[0035] S2.实时检测燃煤锅炉燃烧后的烟气中的NOx浓度，并向燃煤锅炉炉膛上端600～800℃温度区域按浓度比为1：1，将NH3混入烟气中；
[0036] S3.将重粉煤灰作为吸附剂/催化剂连续喷入燃煤锅炉炉膛上端 600～800℃温度区域，与混入NH3后的烟气混合。
[0037] 作为优选的实施方案，进一步地，所述吸附剂在烟气中的污染物 SO2的浓度为3
1500mg/Nm时，对烟气中的污染物：As2O3、SO2、NOx、甲苯、氯苯的吸附容量分别为784ug/g、
2189ug/g、556ug/g、2136ug/g、 2231ug/g。
1500mg/Nm时，对烟气中的污染物：As2O3、SO2、NOx、甲苯、氯苯的吸附容量分别为784ug/g、
2189ug/g、556ug/g、2136ug/g、 2231ug/g。
[0038] 作为优选的实施方案，进一步地，所述步骤S2～S3中使燃煤锅炉燃烧后的烟气在温度为700℃时与吸附剂接触。
[0039] 作为优选的实施方案，进一步地，所述步骤S1中低硫煤燃烧后的粉煤灰在浮选装3
置3中采用密度为2.89g/cm的溶剂进行浮选，分离成漂浮物和沉淀，沉积即所述重粉煤灰，所述低硫煤燃烧后的粉煤灰不溶于所述溶剂。得到的沉淀可在干燥后通过气力输送装置4输送到燃煤锅炉1炉膛上端600～800℃温度区域。
置3中采用密度为2.89g/cm的溶剂进行浮选，分离成漂浮物和沉淀，沉积即所述重粉煤灰，所述低硫煤燃烧后的粉煤灰不溶于所述溶剂。得到的沉淀可在干燥后通过气力输送装置4输送到燃煤锅炉1炉膛上端600～800℃温度区域。
[0040] 实施例1
[0041] 从湖北省的两个燃煤电厂收集了两种类型的粉煤灰。其中一种粉煤灰来自于燃烧高硫煤的电厂，被称为高硫粉煤灰GS。另一种是从电厂收集燃烧的低硫煤，并命名为低硫粉煤灰DS。
[0042] 采用重力分离法，用重力溶液(2.89g/cm3)将低硫粉煤灰DS和高硫粉煤灰GS均分离为两部分：将低硫粉煤灰DS和高硫粉煤灰GS 在45℃烘箱中干燥24h，然后与溴仿(CHBr3，3
密度为2.89g/cm)在离心管中混合10min，转速为3000r/min，密度较大的组分下沉，将低硫粉煤灰DS和高硫粉煤灰GS均分离为两部分。在本研究中，A1、 A2和A3分别是高硫煤在815℃下煅烧后提取出的原粉煤灰、重力分离后的轻粉煤灰和重粉煤灰。A4、A5、A6为低硫煤在815℃下煅烧后提取出的原粉煤灰和重力分离后的轻、重粉煤灰。此后，所有粉煤灰粉碎筛分至
75‑200μm。
密度为2.89g/cm)在离心管中混合10min，转速为3000r/min，密度较大的组分下沉，将低硫粉煤灰DS和高硫粉煤灰GS均分离为两部分。在本研究中，A1、 A2和A3分别是高硫煤在815℃下煅烧后提取出的原粉煤灰、重力分离后的轻粉煤灰和重粉煤灰。A4、A5、A6为低硫煤在815℃下煅烧后提取出的原粉煤灰和重力分离后的轻、重粉煤灰。此后，所有粉煤灰粉碎筛分至
75‑200μm。
[0043] 吸附剂理化指标检测采用混合酸在微波消解反应器中消解使用后的吸附剂，用原子荧光光谱仪(AFS‑2202E，海光仪器)分析。吸附剂的孔结构和BET表面积通过ASAP 2020表面分析仪(Micromeritics ASAP 2020)进行表征。采用X射线荧光光谱仪对粉煤灰吸附剂的组成进行了分析。此外，X射线粉末衍射(XRD；Rigaku RINT2000)、扫描电子显微镜/能量色散光谱仪(SEM‑EDS；蔡司梅林)、X射线光电子能谱(XPS，Thermo Scientific Escalab 250Xi)、漫反射红外傅里叶变换光谱(FT‑IR；采用BRUKER张量(Ⅱ)谱对试验前后粉煤灰吸附剂的形貌进行了表征。
[0044] 表1粉煤灰吸附剂的BET和孔结构
[0045]
[0046] 表1显示了六种粉煤灰吸附剂的孔结构和BET表面积。结果表明，生粉煤灰的孔容和BET表面积最大，而重粉煤灰A3、A6的孔容和BET表面积最小。A1、A2和A3的BET面积分别为2 ‑1
4.67、2.98 和1.43m·g 。对于低硫粉煤灰，A4、A5和A6的BET面积分别为 1.43、1.43和
2 ‑1
0.50m·g 。
4.67、2.98 和1.43m·g 。对于低硫粉煤灰，A4、A5和A6的BET面积分别为 1.43、1.43和
2 ‑1
0.50m·g 。
[0047] 表2 X射线荧光分析结果
[0048]
[0049] 表2列出了六种粉煤灰吸附剂的矿物成分。结果表明，重质粉煤灰A3、A6经重选后，钙、铁含量显著增加。对于高硫粉煤灰，A1(生粉煤灰)中CaO和Fe2O3的含量分别为8.06wt％和7.63wt％，A3(重粉煤灰)中CaO和Fe2O3的含量分别增加到24.02wt％和12.80wt％。低硫粉煤灰中也出现了类似的变化。CaO含量也从A4的6.70％增加到A6的23.48％。同时，重选也使A4中Fe2O3的含量由6.08％提高到26.09％。以上结果表明，重力分选法能有效地分离粉煤灰中的矿物成分，成功地实现了重粉煤灰A3、A6中钙、铁的富集。重粉煤灰 A3、A6中SiO2和Al2O3含量明显降低。对于高硫灰，原(A1)、轻 (A2)和重(A3)飞灰中SiO2含量分别为46.2％、47.67％和25.39％。 A1、A2和A3中Al2O3含量分别为24.65％、25.84％和15.63％。在低硫粉煤灰中，A4、A5和A6中SiO2含量分别为48.68％、49.12％和 23.82％。六种吸附剂中矿物成分的出现如图2所示。结果表明，高硫原灰A1中存在的主要矿物质为石英(SiO2,PDF#83‑
0539)、石膏 (CaSO4,PDF#86‑2270)、赤铁矿(Fe2O3,PDF#87‑1164)及钙铝黄长石 (Ca2(Al(AlSi)O7),PDF#74‑1607)等，高硫粉煤灰中钙一般以石膏、钙长石、石榴石的形式存在。而低硫原灰A4中矿物质主要为莫来石 (Al6Si2O13,PDF#15‑0776)、石英、赤铁矿、钙黄长石(Ca2Al2SiO7,PDF# 89‑1489)等。低硫粉煤灰中钙的主要赋存形式为钙硫石膏、黄长石。
0539)、石膏 (CaSO4,PDF#86‑2270)、赤铁矿(Fe2O3,PDF#87‑1164)及钙铝黄长石 (Ca2(Al(AlSi)O7),PDF#74‑1607)等，高硫粉煤灰中钙一般以石膏、钙长石、石榴石的形式存在。而低硫原灰A4中矿物质主要为莫来石 (Al6Si2O13,PDF#15‑0776)、石英、赤铁矿、钙黄长石(Ca2Al2SiO7,PDF# 89‑1489)等。低硫粉煤灰中钙的主要赋存形式为钙硫石膏、黄长石。
[0050] 铁以赤铁矿形式存在于两种粉煤灰中。根据衍射峰强度的变化，可以认为高硫粉煤灰经过重选后，石膏、辉长岩和赤铁矿富集。所得结论与XRF分析结果一致。对于低硫粉煤灰，重选可以提高赤铁矿、钙铝石和黄铁矿的含量。高硫重灰A3中CaSO4成为主要矿物质，低硫重灰A6中Ca2Al2SiO7和Fe2O3为主要矿物质；此外，在两张谱图中还识别出晶型不同的两种钙铝榴石的特征峰(Ca3Al2Si3O12,PDF# 83‑1716及Ca3Al2(SiO4)2(OH)4,PDF#31‑0250)。
[0051] 粉煤灰吸附剂的形态如图3所示。由于原粉煤灰A1、A4中的矿物成分分别与轻粉煤灰A2、A5中的相似，因此图3仅给出了原粉煤灰A1、A4和重粉煤灰A3、A6的图像。A1和A3颗粒大小不均匀，形状不规则，A4和A6颗粒形状均匀光滑。A4和A6有明显的熔融现象，这与两种粉煤灰吸附剂的比表面积或孔结构有关。
[0052] 制取含As2O3的混合气：
[0053] 砷发生系统如图1所示包括AsH3生成装置、AsH3氧化装置，As 的盐酸溶液和硼氢化钾溶液反应后经过气液分离器分离出AsH3，再与载气流混合后，经过氧化得到含As2O3的混合气，载气流由O2(6v/v％) 和N2(94v/v％)组成，混合气中As2O3浓度控制在60ppm。
[0054] 粉煤灰吸附剂捕集As2O3的影响：使混合气经过被加热到 300～900℃的吸附剂，吸附剂的重量为300mg，吸附时间为1h，混合气流量为1L/min，吸附后，将使用后的吸附剂冷却并收集用于后续分析。每次试验重复三次，以确保再现性。
[0055] 吸附剂的吸附容量检测：
[0056] 不同温度下粉煤灰吸附剂对砷的吸附能力如图4所示。总的来说，六种粉煤灰吸附剂都表现出良好的砷吸附能力。结果表明，高硫粉煤灰制备的吸附剂对烟气中砷的吸附效果优于低硫粉煤灰制备的吸附剂，且高硫粉煤灰制备的吸附剂(A3)在700℃时对砷的吸附量最大，约为702μg/g。同时，图4(a)表明，反应温度的升高首先促进了砷的吸附以高硫粉煤灰为原料制备的吸附剂，其最佳吸附温度为 700℃。在300℃反应温度下，原粉煤灰、轻粉煤灰和重粉煤灰对砷的吸附量分别为486μg/g、536μg/g和466μg/g。当温度低于500℃时， As2O3(g)冷凝和吸附剂的物理吸附可归因于烟气中砷的去除。当反应温度升高到700℃时，化学吸附是稳定砷的主要途径。因此，高硫粉煤灰对重质粉煤灰的砷吸附能力显著提高，达到最大吸附量 (702μg/g)。高硫粉煤灰中的重质粉煤灰A3含有大量的石膏，石膏在高温下与砷发生反应生成Ca3(AsO4)2。砷与石膏的反应机理如下：
[0057]
[0058] 砷主要通过化学氧化被铁球捕获，当温度高于500℃时，会形成更稳定的化学物质，如FeAsO4或Fe3(AsO4)2。当温度进一步升高到900℃时，由于矿物吸附剂的烧结，三种吸附剂对砷的吸附能力降低。因此，A1、A2和A3吸附砷的最佳温度为700℃，最大吸附量分别为626μg/g、624μg/g和702μg/g。
[0059] 图4(b)给出了不同温度下低硫粉煤灰吸附剂对砷的吸附能力。结果表明，在三种吸附剂中，重粉煤灰(A6)对砷的吸附量最大。根据表1，A6具有最小的BET面积和孔隙体积。而A6的Si和Al含量较少，Fe和Ca含量较高，可以说钙铝石和黄长石对砷的吸附能力大于石英。低硫粉煤灰脱硫剂中的钙主要以铝硅酸盐相存在，高温下不会发生烧结。因此，高温有利于低硫粉煤灰吸附剂捕集砷。在900℃下，A4、A5和A6对砷的最大吸附量分别为384μg/g、
494μg/g和543μg/g。
494μg/g和543μg/g。
[0060] 造成图4中不同的高硫粉煤灰和低硫粉煤吸附效果不同的原因，可推测为以下两点：(1)飞灰对砷的捕获是物理吸附、化学吸附及砷与飞灰表面组分的化学反应等共同作用的结果。由前面吸附剂的BET 及SEM分析结果可知，与低硫飞灰吸附剂相比，高硫飞灰吸附剂具有更大的比表面积及丰富的孔结构，因此其物理吸附性能更强，从而导致高硫飞灰吸附剂砷吸附量大于低硫飞灰吸附剂；(2)不同形态矿物质与砷具有不同的亲和关系，CaSO4对砷的化学捕获活性强于 Ca2Al2SiO7。陈锦凤通过对四种钙基固砷剂的砷捕获性能进行评价实验发现，CaCO3和电石渣的固砷效果最好，其次是CaCO3·Ca(OH)2， Ca(OH)2最差。CaSO4对砷的较强捕获能力已被众多学者报道证实；而对于Ca2Al2SiO7，在其成灰过程中，CaO表面会被硅铝酸盐包裹，占据了CaO的表面吸附位点，从而降低了其对砷的吸附，因此 Ca2Al2SiO7对砷的捕获能力较低。
[0061] 实施例2
[0062] 众所周知，烟气中的酸性气体，特别是SO2，可能与砷竞争，占据吸附剂表面的活性位。因此，本实施例研究了SO2对这6种吸附剂捕集砷的影响。
[0063] 采用实施例1中高硫煤粉煅烧后分选得到的粉煤灰A1、A2、A3 作为吸附剂。然后在实施例1的砷发生系统生成的混合气中分别添加 500ppm和1500ppm的SO2，使混合气按照实施例1设定的流量和温度，流经300mg的吸附剂，吸附时间为1h，吸附后，将使用的吸附剂冷却并收集用于后续分析。每次试验重复三次，以确保再现性。
[0064] 吸附剂的吸附容量检测：
[0065] 700℃下不同粉煤灰吸附剂在不同SO2浓度下对砷的吸附能力如图5(a)所示。SO2的存在明显抑制了A1和A2对砷的吸附，而A3 的吸附性能则完全不同。当烟气中添加500mg/3
Nm SO2时，A3在 700℃下对砷的吸附量从702μg/g急剧下降到323μg/g，当SO2含量进一步增
3
加到1500mg/Nm 时，A3对砷的吸附量达到759μg/g。SO2浓度对A1和A2吸附砷能力的影响相
3
似。在500mg/Nm SO2存在下， A1和A2在700℃下对砷的吸附量分别为285μg/g和288μg/g。当
3
SO2含量为1500mg/Nm时，A1和A2在700℃下对砷的吸附量分别增加到354μg/g和398μg/g。
SO2影响砷吸附量的机理有两种：一种是SO2消耗吸附剂的活性位(Ca‑O或Fe‑O)，抑制了砷的吸附。另一个原因是，二氧化硫对飞灰吸附剂的硫酸化作用会形成一种新的化合物，如CaSO4，它具有更高的砷吸附能力。
Nm SO2时，A3在 700℃下对砷的吸附量从702μg/g急剧下降到323μg/g，当SO2含量进一步增
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加到1500mg/Nm 时，A3对砷的吸附量达到759μg/g。SO2浓度对A1和A2吸附砷能力的影响相
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似。在500mg/Nm SO2存在下， A1和A2在700℃下对砷的吸附量分别为285μg/g和288μg/g。当
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SO2含量为1500mg/Nm时，A1和A2在700℃下对砷的吸附量分别增加到354μg/g和398μg/g。
SO2影响砷吸附量的机理有两种：一种是SO2消耗吸附剂的活性位(Ca‑O或Fe‑O)，抑制了砷的吸附。另一个原因是，二氧化硫对飞灰吸附剂的硫酸化作用会形成一种新的化合物，如CaSO4，它具有更高的砷吸附能力。
[0066] 在700℃下，在1500mg/Nm3 SO2存在下进行砷吸附实验前后， A3的XPS光谱如图6所示。与原始A3吸附剂相比，砷吸附实验后在44‑46eV处出现了一个新的峰，这是As 3d的典型峰。图7中As 3d的高分辨率XPS光谱表明，在结合能44.70eV、43.85eV、41.60eV 和39.75eV处发现了四个峰，分别代表砷的不同价态：As(Ⅴ)、As (Ⅲ)、As(0)和As(0)，而且砷以As(Ⅴ)的形式存在48％以上。此外，图8表明，Fe 2p和Ca 2p的峰向高结合能状态有一个小的位移，偏差为0.25eV和0.45eV，这表明由于砷的强电负性，电子从Ca和Fe原子转移到砷化合物。上述现象表明A3中的Ca和Fe参与了砷的吸附，并发生了化学吸附。图9给出了A3在700℃3
下1500 mg/Nm SO2下进行砷吸附实验前后的FT‑IR光谱。结果表明，在砷吸附反应过程中，CaSO4峰强度明显增强，形成CaSO4。硫酸钙的形成有利于A3对砷的吸附。
下1500 mg/Nm SO2下进行砷吸附实验前后的FT‑IR光谱。结果表明，在砷吸附反应过程中，CaSO4峰强度明显增强，形成CaSO4。硫酸钙的形成有利于A3对砷的吸附。
[0067] 通过以上两个实施例可知，通过对粉煤灰的重选制备了粉煤灰吸附砷的吸附剂。结果表明，重力分选粉煤灰可以实现钙、铁相关化合物的富集。大幅提高吸附剂的吸附容量，经测算，实施例1中300mg 的吸附剂A3若增重至900g就能使实施例1的混合气中As2O3浓度由60ppm净化至0ppm，大幅减小了吸附剂的使用量，使工业化处理大量含砷烟气能够实现，大幅降低系统阻力。
[0068] 对于高硫粉煤灰，重选后CaO和Fe2O3的含量分别由A1的8.06wt％和7.63wt％提高到A3的24.02wt％和12.80wt％。同时，700℃下粉煤灰吸附剂对砷的最大吸附量也由626μg/g(A1)提高到702μg/g(A3)。陈敦奎在“燃烧烟气中砷的吸附控制机理研究[D].武汉:华中科技大学,2016”中通过实验发现低温时CaO和Al2O3吸附砷的方式为物理吸附，当温度升高至3+ 5+
723K之后，CaO固砷变为化学吸附，As 被氧化为As ，而Al2O3仍是物理吸附；刘忠在“燃煤飞灰中矿物质对烟气中As、Se、Pb形态分布影响的热力学研究”中发现：
723K之后，CaO固砷变为化学吸附，As 被氧化为As ，而Al2O3仍是物理吸附；刘忠在“燃煤飞灰中矿物质对烟气中As、Se、Pb形态分布影响的热力学研究”中发现：
[0069] As与CaO在900～1100K时逐渐生成Ca3(AsO4)2，1100～1400K全部转化为Ca3(AsO4)2，1400K以上Ca3(AsO4)2逐渐分解；
[0070] As与Fe2O3在400～1200K以下生成FeAsO4，1000K以下As主要以FeAsO4固态存在，1000K以上FeAsO4开始分解；As与Al2O3可以在400～1700K时反应生成AlAsO4，1600K以上AlAsO4开始分解。因此在本发明的两个实施例中，低于500～600℃的含砷混合气与吸附剂反应中，主要是Fe2O3和Al2O3启吸附As2O3的作用，在600～700℃的含砷混合气与吸附剂反应中，CaO、Fe2O3、Al2O3协同启吸附As2O3的作用，在700～900℃的含砷混合气与吸附剂反应中，
3
主要是CaO和 Al2O3起吸附As2O3的作用。当烟气中SO2含量为1500mg/Nm时， A3在700℃下的最大砷吸附量因硫酸化反应进一步提高759μg/g。粉煤灰吸附剂对砷的吸附是物理和化学吸附的结果，其中砷在A3中以As(Ⅴ)形式存在的占48％以上。XPS结果表明，粉煤灰中的Ca、 Fe化合物对砷的捕集起着关键作用。
3
主要是CaO和 Al2O3起吸附As2O3的作用。当烟气中SO2含量为1500mg/Nm时， A3在700℃下的最大砷吸附量因硫酸化反应进一步提高759μg/g。粉煤灰吸附剂对砷的吸附是物理和化学吸附的结果，其中砷在A3中以As(Ⅴ)形式存在的占48％以上。XPS结果表明，粉煤灰中的Ca、 Fe化合物对砷的捕集起着关键作用。
[0071] 对于低硫粉煤灰吸附剂(A4、A5和A6)，700℃下不同粉煤灰吸附剂在不同SO2浓度下对砷的吸附能力如图5(b)所示，钙主要以铝硅酸盐相存在。SO2的存在对A4、A5和A6吸附3
的砷抑制作用不明显。当烟气中添加500mg/Nm SO2时，A6在700℃下对砷的吸附量与烟气中
3
未添加SO2时A6对砷的吸附量相差无异，但相较于A3 在无SO2的烟气中和浓度500mg/Nm的
3
烟气中对砷的吸附量分别提高到461μg/g、442μg/g，当SO2含量进一步增加到1500mg/Nm时， A6对砷的吸附量达到785μg/g比同样条件下A3的吸附量更高。SO2浓度对A4和A5吸附砷能力的影响不同。在SO2存在下，A4和A5 在700℃下对砷的吸附量随烟气中SO2的含量升高而下降。A6中含的活性位Fe‑O较A3更多，因此吸附SO2的能力更强，同时兼具了吸附砷的能力，A6较A4、A5富集了更多的活性位Ca‑O，因此，A6 吸附二氧化硫后还形成具有更高的砷吸附能力的CaSO4，另外，A4、 A5中含的石膏成分较少在烟气中存在SO2的情况下，莫来石、钙铝石吸附SO2后转化为CaSO4提高了砷吸附能力，抵消了SO2对活性位Ca‑O的竞争，而A1、A2中的硫酸钙在存在SO2的烟气中不能通过转化位CaSO4的方式提高砷吸附能力。
的砷抑制作用不明显。当烟气中添加500mg/Nm SO2时，A6在700℃下对砷的吸附量与烟气中
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未添加SO2时A6对砷的吸附量相差无异，但相较于A3 在无SO2的烟气中和浓度500mg/Nm的
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烟气中对砷的吸附量分别提高到461μg/g、442μg/g，当SO2含量进一步增加到1500mg/Nm时， A6对砷的吸附量达到785μg/g比同样条件下A3的吸附量更高。SO2浓度对A4和A5吸附砷能力的影响不同。在SO2存在下，A4和A5 在700℃下对砷的吸附量随烟气中SO2的含量升高而下降。A6中含的活性位Fe‑O较A3更多，因此吸附SO2的能力更强，同时兼具了吸附砷的能力，A6较A4、A5富集了更多的活性位Ca‑O，因此，A6 吸附二氧化硫后还形成具有更高的砷吸附能力的CaSO4，另外，A4、 A5中含的石膏成分较少在烟气中存在SO2的情况下，莫来石、钙铝石吸附SO2后转化为CaSO4提高了砷吸附能力，抵消了SO2对活性位Ca‑O的竞争，而A1、A2中的硫酸钙在存在SO2的烟气中不能通过转化位CaSO4的方式提高砷吸附能力。
[0072] 通过以上实验可知，通过对粉煤灰的重选制备了粉煤灰吸附砷的吸附剂。结果表明，重力分选粉煤灰可以实现钙、铁相关化合物的富集。大幅提高吸附剂的吸附容量，经测3
算，实施例2中300mg的吸附剂A6若增重至900g就也能使实施例2的含1500mg/Nm SO2的混合气中As2O3浓度由60ppm净化至0ppm，大幅减小了吸附剂的使用量，使工业化处理大量含砷烟气能够实现，大幅降低系统阻力。
算，实施例2中300mg的吸附剂A6若增重至900g就也能使实施例2的含1500mg/Nm SO2的混合气中As2O3浓度由60ppm净化至0ppm，大幅减小了吸附剂的使用量，使工业化处理大量含砷烟气能够实现，大幅降低系统阻力。
[0073] 低硫粉煤灰吸附剂与高硫粉煤灰吸附剂由于组分不同，对砷的吸附机理也不同。在300～900℃下，重粉煤灰(A6)是吸附烟气中砷的最佳吸附剂，较高的700℃的温度下含
3
1500mg/Nm浓度SO2的烟气中有利于砷的吸附，最大吸附量为785μg/g。
3
1500mg/Nm浓度SO2的烟气中有利于砷的吸附，最大吸附量为785μg/g。
[0074] 实施例3
[0075] 使用实施例1中高硫煤在815℃下煅烧后提取出的原粉煤灰A1、重力分离后的轻粉煤灰A2和重粉煤灰A3，及低硫煤在815℃下煅烧后提取出的原粉煤灰A4和重力分离后的轻粉煤灰A5、重粉煤灰A6 作为吸附剂，同时脱除烟气中的污染SO2/NOX/甲苯/氯苯/As2O3，将 A1、A2、A3、A4、A5、A6放于固定床中检测吸附剂对4种污染物的吸附性能，在常温下、吸附剂10g、模拟烟气流量为200ml/min、在烟气入口处通入浓度为分别1500，500，400，400，60mg/
3
Nm的 SO2/NOX/甲苯/氯苯/As2O3，还按NOx与NH3的浓度比1：1混入NH3，吸附过程结束，称量吸附剂在通入SO2、NOX、甲苯、氯苯、As2O3后的重量变化，得到各种吸附剂的吸附容量，具体实验结果如表3所示。
3
Nm的 SO2/NOX/甲苯/氯苯/As2O3，还按NOx与NH3的浓度比1：1混入NH3，吸附过程结束，称量吸附剂在通入SO2、NOX、甲苯、氯苯、As2O3后的重量变化，得到各种吸附剂的吸附容量，具体实验结果如表3所示。
[0076] 表3
[0077]吸附容量(μg/g) As2O3 SO2 NO2 甲苯 氯苯
A1 354 834 234 1134 1421
A2 399 1127 302 1367 1565
A3 759 1484 417 1436 1654
A4 331 1317 371 1279 1525
A5 389 1657 333 1422 1599
A6 784 2189 556 2136 2231
A1 354 834 234 1134 1421
A2 399 1127 302 1367 1565
A3 759 1484 417 1436 1654
A4 331 1317 371 1279 1525
A5 389 1657 333 1422 1599
A6 784 2189 556 2136 2231
[0078] 将上述的固定床改为烟道，吸附测试的温度调整为700℃，在烟道中分别连续喷入吸附剂：A1、或A2、或A3、或A4、或A5、或 A6，吸附剂的喷入速度为5g/min，通过烟道的模拟烟气流量为1000ml/min，每种吸附剂在测试时在烟道入后处混入浓度分别为1500， 500，400，3
400，60mg/Nm 的SO2/NOX/甲苯/氯苯/As2O3，还按NOx 与NH3的浓度比1：1混入NH3，测量烟道出口处污染物的浓度与入口处污染物的浓度的比值作为各种吸附剂对各污染物的脱除效率，具体实验结果如表4所示。
400，60mg/Nm 的SO2/NOX/甲苯/氯苯/As2O3，还按NOx 与NH3的浓度比1：1混入NH3，测量烟道出口处污染物的浓度与入口处污染物的浓度的比值作为各种吸附剂对各污染物的脱除效率，具体实验结果如表4所示。
[0079] 表4
[0080]脱除效率(％) As2O3 SO2 NOx 甲苯 氯苯
A1 31.32 37.8 32.7 45.7 32.1
A2 42.88 48.2 37.6 54.7 43.2
A3 51.62 54.6 54.3 61.2 46.8
A4 36.88 46.7 43.7 53.2 44.5
A5 47.72 59.6 45.3 56.8 49.2
A6 63.79 71.2 67.8 72.8 65.3
A1 31.32 37.8 32.7 45.7 32.1
A2 42.88 48.2 37.6 54.7 43.2
A3 51.62 54.6 54.3 61.2 46.8
A4 36.88 46.7 43.7 53.2 44.5
A5 47.72 59.6 45.3 56.8 49.2
A6 63.79 71.2 67.8 72.8 65.3
[0081] 因此，可见低硫煤在815℃下煅烧后提取出的重粉煤灰A6作为吸附剂连续喷入烟道中，在700℃时同时脱除烟气中的污染物： SO2/NOX/甲苯/氯苯/As2O3的效果较好。
[0082] 重粉煤灰由于富集了钙石、褐铁闪锌矿、角闪锌矿和硬石膏等钙化合物，烟气携带0
NOx与Hg 在经过吸附剂时，在吸附剂的催化作用下同时发生NH3与NOx转化为N2和H2O的催化
0 2+
还原反应和Hg 氧化成Hg 催化氧化反应，重粉煤灰中的活性成分Fe2O3对烟气中的NOx具有催化还原作用，还对烟气中的甲苯、氯苯等VOCs具有吸附和氧化作用，降低烟气中的氯苯含量有利于防止氯苯中的氯元素以 HCl形式释放，部分转化为氯气，再与烟气中的有机物大分子残碳与氢、氧通过基元反应能产生二噁英。
NOx与Hg 在经过吸附剂时，在吸附剂的催化作用下同时发生NH3与NOx转化为N2和H2O的催化
0 2+
还原反应和Hg 氧化成Hg 催化氧化反应，重粉煤灰中的活性成分Fe2O3对烟气中的NOx具有催化还原作用，还对烟气中的甲苯、氯苯等VOCs具有吸附和氧化作用，降低烟气中的氯苯含量有利于防止氯苯中的氯元素以 HCl形式释放，部分转化为氯气，再与烟气中的有机物大分子残碳与氢、氧通过基元反应能产生二噁英。
[0083] 对比例：
[0084] 配置6种模拟吸附剂：X1、X2、X3、X4、X5、X6，6种模拟吸附剂的成分如表5。
[0085] 表5
[0086]
[0087]
[0088] 使流量为1000ml/min的烟气加热到700℃并通过烟道，在烟道中分别连续喷入吸附剂：X1、或X2、或X3、或X4、或X5、或X6，吸附剂的喷入速度为5g/min，每种吸附剂在测试时3
在烟道入后处混入浓度分别为1500，500，400，400，60mg/Nm的SO2/NOX/甲苯/氯苯 /As2O3，在检测脱除NOx的效果时，还按浓度比1：1混入NH3，测量烟道出口处污染物的浓度与入口处污染物的浓度的比值作为各种吸附剂对各污染物的脱除效率，具体实验结果如表6所示。
在烟道入后处混入浓度分别为1500，500，400，400，60mg/Nm的SO2/NOX/甲苯/氯苯 /As2O3，在检测脱除NOx的效果时，还按浓度比1：1混入NH3，测量烟道出口处污染物的浓度与入口处污染物的浓度的比值作为各种吸附剂对各污染物的脱除效率，具体实验结果如表6所示。
[0089] 表6
[0090] X1 X2 X3 X4 X5 X6 Fe2O3 CaO Al2O3 Fe2O3+CaO Fe2O3+Al2O3 Fe2O3+Al2O3+CaO
As2O3 7.9 51.5 34.5 56.7 41.7 71.3
SO2 2.7 48.2 4.8 56.7 12.5 75.4
NOx 62.6 7.6 17.1 63.7 45.3 65.8
甲苯 45.6 14.7 18.8 53.2 56.8 76.8
氯苯 52.6 15.6 16.8 58.5 59.2 69.3
As2O3 7.9 51.5 34.5 56.7 41.7 71.3
SO2 2.7 48.2 4.8 56.7 12.5 75.4
NOx 62.6 7.6 17.1 63.7 45.3 65.8
甲苯 45.6 14.7 18.8 53.2 56.8 76.8
氯苯 52.6 15.6 16.8 58.5 59.2 69.3
[0091] 可见低硫煤在815℃下煅烧后提取出的重粉煤灰A6作为吸附剂，较吸附剂X6(按Fe2O3和Al2O3和CaO在A6中质量比例混合的模拟吸附剂)对4种污染物：SO2/NOX/甲苯/氯苯的脱除效率相当，吸附剂X6对4种污染物脱除仅为化学吸附，但重粉煤灰A6作为吸附剂对4种污染物脱除还具有物理吸附，因此重粉煤灰A6作为吸附剂在Fe2O3和Al2O3和CaO的实际含量较少的情况下对4种污染物脱除效果更好。
[0092] 上述的对实施例的描述为便于该技术领域的普通技术人员能理解和应用本发明。熟悉本领域技术的人员显然可以容易地对这些实施例做出修改，并把在此说明的一般原理应用到其他实施例中而不必经过创造性的劳动。因此，本发明不限于这里的实施例，本领域技术人员根据本发明的揭示，不脱离本发明范畴所做出的改进和修改都应该在发明的保护范围之内。