1楼：中地数媒
根据前面讨论，可按微量元素在底灰和飞灰中的富集系数将所研究的有害微量元素分为三类：第一类为易挥发性元素，包括hg，br，cd，zn；第二类为半挥发性元素，如as，pb，sb，co，be；第三类为难挥发性元素，包括th，mn，cr，ni，u。依照这一划分，hg，br，as，pb，co，th，mn的挥发性等级与meji（1994）的研究结论一致，但cd，zn，cr，ni，u的挥发性等级相对较高（图7-11）。
图7-11 燃煤过程中根据微量元素挥发性的分级
（据meji，1994）
在燃煤过程中，有害微量元素的迁移主要通过以下途径：第一，以气态形式随燃烧废气释放入大气；第二，吸附在飞灰、超细飞灰表面，一部分逸散入大气，另一部分被静电除尘器所吸附；第三，基本不挥发而保留在底灰中。影响微量元素燃烧迁移行为的因素包括：
①元素在煤中的赋存形式；②微量元素的挥发性；③微量元素燃烧过程中随温度的降低，气态产物向细粒飞灰表面凝结、吸附转化。
finkelman（1995）对煤中微量元素的赋存状态曾进行过系统总结（表7-8）。结合本文的燃烧模拟实验结果，得出以下主要认识：
1）b，se的赋存状态主要以有机态为主，燃煤过程中随有机质的燃烧，挥发性较为明显。
表7-8 煤中有害微量元素可能赋存状态
（finkelman，1995）
2）f，cl，br，hg的沸点都较低，燃烧过程中可以直接挥发，以气态形式进入大气，或一部分被重新吸附在飞灰表面逸散到大气中，其余部分可被静电除尘器所吸附。
3）pb及其化合物的沸点都很高（表7-9），属不易挥发元素，但是pb的硫化物首先被氧化为pb氧化物，接着pb氧化物可以被还原成沸点很低的挥发性物质氯化铅。转换途径有两种方式：①pb氧化物直接与***反应生成氯化铅；②氧化铅被火焰中的碳或一氧化碳还原成金属铅，再转换为氯化铅，由于氯化铅的沸点较低，从而可以挥发。
4）as和cd的挥发行为很相似，它们及其氧化物本身的沸点都较低（表7-9），易于挥发，并且其氧化物也可与***发生反应生成沸点更低的氯化物，或其氧化物被火焰中的碳或一氧化碳还原为单质，进而转化成氯化物。在燃烧过程中，as和cd的挥发性很强，同时在细微颗粒上出现明显富集。
表7-9 微量元素及其几种化合物的沸点（℃）
（据王淅芬等，1999）
5）ni和cr的单质和氧化物沸点都很高，不易挥发。在燃烧过程中不易转化为沸点较低的氯化物，属于不易挥发性元素。
6）be及其氧化物的沸点极高，不易挥发。在燃烧过程中，其氧化物不能通过任何途径转化为沸点较低的氯化物。但是，be的赋存形式以有机结合态为主，在燃烧中可以直接生成沸点较低的氯化物，从而挥发。
7）挥发性元素hg和半挥发性元素as，在飞灰和超细飞灰中的富集系数远远高于底灰，主要原因在于它们在煤中的含量远远低于常量元素，挥发的微量元素在达到结晶浓度之前就已经碰到飞灰或超细飞灰颗粒而吸附于其表面，而且因为单位体积内超细飞灰的表面积远远大于飞灰的表面积，导致其超细飞灰中的富集系数也显著高于飞灰中的富集系数。
8）mn，th，hf，ta，w，v等元素的沸点很高，且主要以无机态赋存，所以在燃煤过程中属于不挥发性元素，在底灰中含量较高。
有害微量元素燃烧迁移行为的环境效应
2楼：中地数媒
在燃煤过程中，有害微量元素对环境的影响主要是挥发性元素，他们在燃烧过程中以气态形式直接排入大气，或者以化学或物理形式吸附在超细飞灰颗粒的表面进入大气环境，从而对大气环境造成污染。同时，烟道中排放出的飞灰颗粒也会沉积到地表，对土壤和水环境造成污染。
燃烧过程中有害微量元素对环境的污染主要取决于两方面：一是有害微量元素在炉前煤中含量；二是在燃烧过程中有害微量元素的挥发量。如果有害微量元素在炉前煤中的含量极低，即使在燃烧过程中全部逸散挥发，在有限的时间内对环境的影响也不是很显著。
如果在燃煤过程中，有害微量元素几乎没有逸散挥发，基本保留在灰渣中，对电厂周围的大气环境也不会造成污染，对环境的影响主要表现在灰渣的排放、存放过程中由于淋滤作用对土壤环境造成的污染。微量元素的含量及其挥发性这两个因素在环境效应中是相互制约、相互影响的，它们的共同作用才能体现微量元素的环境效应。
由前面的讨论可以知道，石嘴山电厂的hg，se，海勃湾电厂的u，be，se和上湾电厂的se元素含量为“高”含量水平；石嘴山电厂的pb，cd，u，th，sb，br，be，大柳塔电厂的pb，mn，sb，se，上湾电厂的as，pb，co，mn和海勃湾电厂的pb，th，sb，与土壤中的元素含量相接近，为“正常”含量水平。在鄂尔多斯盆地北缘所有电厂中，含量均较高的只有se和pb；cd，hg，u，th，sb，br，be只在部分电厂炉前煤中含量较高。根据燃烧过程中微量元素的迁移性将其分为三类：
第一类为易挥发性元素，包括hg，br，cd，se；第二类为半挥发性元素，如as，pb，sb，co，be；第三类为不挥发性元素，包括th，mn，cr，ni，u。
综合以上两种因素，鄂尔多斯盆地北缘的煤在燃烧过程中对环境影响比较显著的元素为se，pb，hg，cd，br，be，sb。其中，部分元素虽然在炉前煤中的含量不高，但由于在燃烧过程中具有累积效应，随着时间的增长，燃煤数量的增加，也会对电厂周围的大气、土壤和水环境造成影响。
煤中有害元素向洗选水的迁移规律
3楼：中地数媒
在洗选过程中，煤中微量元素在水介质作用下，一部分进入洗选水。如果洗选水不经处置而任意排放，必然对水环境及生态环境造成有害元素污染。为此，通过洗选实验前后的水质变化，了解有害元素向洗选水中迁移的规律。
洗选实验使用的为饮用自来水，收集了两个洗选实验过程中全部用水，测定了洗选前后水中部分微量元素的含量（表6-7），发现如下规律：
表6-7 洗选前后水质及相关项目对比
注：①溶出率（%）=（洗后水中某元素的浓度-洗前水中该元素的浓度）/洗前水中该元素的浓度；②表中元素在洗前水、洗后水中的单位为mg/l，原煤中为10-6。
第一，就安太堡煤所测定的14种有害元素而言：当溶出率＞0 时，洗选水中元素溶出率大小顺序为cr，sr，pb，v，mn，co，th，mo，ni，p；就公乌素煤而言，洗选水中元素溶出率大小顺序为cr，v，pb，p，sr，th，co，ni；煤中cr，sr，pb，v，mn的溶出率也大于50%。可见，煤中这些有害元素易释放到水中。
相对而言，安太堡煤洗选水中大部分元素溶出率大于公乌素煤（图6-18），原因与煤级、尤其是与原煤中元素的赋存状态、化学性质有关。
图6-18 安太堡、公乌素煤洗后水中有害组分的溶出率
第二，两个模拟洗选样品中be的溶出率都为0。出现这种情况有两种可能原因：一种是煤没有向水中释放该元素，一定程度上反映其有机结合；另一种是煤中矿物向洗选水中释放了该元素的离子，而洗选水中该离子有可能进入煤中其他矿物和被煤吸附，如果两·130·者达到平衡，则溶出率为0。
考察安太堡、公乌素的各粒级精煤中be的脱除率，都接近0，这也充分反映了be较强的有机亲和性。
第三，在同样的水介质中，就同种元素而言，安太堡与公乌素煤样中含量相当的元素溶出率差别非常大（如 cr，co），部分含量较低的元素却有较高的溶出率（如 v，th等），说明元素赋存状态及自身地球化学行为比含量更能影响其迁移行为。
第四，元素mo，特别是ba与zn在两种洗选水中溶出率都小于0，反映出这几种元素在洗选水的浓度较洗前水低、说明它们在煤洗选过程中被精煤、中煤、煤泥的一种或几种所吸附。就mo及ba而言，精煤中这3种元素的脱除率都一般大于0，在中煤、特别是煤泥中富集率较高，说明洗选水中这3种元素以离子形式进入了某些矿物中。zn在两个洗选实验的精煤、中煤、煤泥中以及粒度＞3 mm的精煤中都明显富集（比原煤含量高很多），这正是洗选水中元素zn的浓度减少的原因。
也是上面讨论有害元素粒度分布时，zn出现异常的原因所在。
煤中有害微量元素洗选迁移模拟结果分析
4楼：中地数媒
安太堡、公乌素煤模拟洗选样品中元素的分布情况，可用精煤中有害元素的富集率及中煤、煤泥中有害元素的脱除率来反映（图6-7）。安太堡（a）洗选精煤中有害元素的脱除率大小顺序为：脱除率＞0的元素有hg，sp，d，as，co，cr，pb，ad，cd，mn，st，d，ba，sb，se，th，ni，hf，ree，mo，v，be，u；脱除率＜0 的元素有p，cl，sr，br，cu，zn。
精煤中有害元素的脱除率与煤泥中有害元素的富集率之间，仅有co，pb，hf，ree，p及br的曲线轨迹基本一致。也只有少数有害元素富集率在中煤、煤泥中的分布曲线出现互补与同步现象。
图6-7 安太堡、公乌素洗选实验各样品中有害组分的分布公乌素（g）洗选精煤中有害元素的脱除率大小顺序为：脱除率＞0 的元素有cu，mn，hg，sp，d，cr，as，hf，ba，cd，th，ni，co，se，u，ree，pb，p，v，st，d，sb；脱除率＜0的元素有sr，mo，be，cl，br，zn；精煤中有害元素的脱除率与煤泥中有害元素的富集率之间，元素hf，ba，se，u，cr，pb，ree，p，v，be，mo，sb，st，d及br的曲线轨迹或变化基本一致。
比较两套洗选样，精煤中hg，as，mn，cr，黄铁矿硫及灰分的脱除率都较高，而u，v，be，br，cl及zn等元素的脱除率较低。此外，元素as，ba，hg和zn在煤泥中的富集率异常的高，特别是zn在精煤中的脱除率为极大的负值，而在中煤、煤泥中的富集率为较高的正值，说明zn在洗选的各产物中均明显富集，这似乎是矛盾的，可能由于洗选过程中，各洗选产物吸附了洗选水中zn离子而造成的。
水循环过程中物质迁移转化规律有哪些
5楼：沉默的风
在污染物进入环境后,将继续处于动态的迁移和转化过程中,各种具体因素之间发生一系列物理、化学和生物化学反应.不同的污染物,其迁移和转化的特点是不相同的,污染物迁移转化的方向、速度和强度决定于污染物质本身的特性和环境因素的物质组成与特性.下面以一些常见污染物的迁移转化为例作扼要说明.
1．有害气体污染物的迁移转化
(1)空气中so2可以通过两种途经即催化氧化和光化学氧化转化为so3,进而形成硫酸雾随天然雨水降落进入地面和水体.
a．催化氧化
2so2+2h2o+o2催化剂(fe、mn盐)一→2h2so4b．光化学氧化
2so2+o2光照—→2so3
so3+h2o水分一 →h2so4
(2)nox、nh3在空气湿度大和金属杂质条件下,生成硝酸和硝酸盐,进而形成硝酸雾并形成酸雨降落进入地面和水体.
n02—→no2ho2—→hno3nh3—一→nh4no32.空气中烟尘与粉尘的迁移
烟尘是指燃料和其他物质燃料燃烧的产物,通常由不完全燃烧所形成的煤黑、多环芳烃化合物和尘灰等组成；粉尘则是指固体物质在加工和运输过程中所产生的微小固体颗粒,如水泥厂所排放的飞灰等.粉尘粒度较大(多在十至几百微米之间),往往在短距离内即可沉降进入地面及水体.烟尘中粒径大于10urn者,沉降较为容易,而小于10urn者,则可作长距离飘移,或被有关物体吸附,最终随着自然降雨进入水体和地面.
3．无机悬浮物污染物的迁移转化
无机悬浮物中,粒径大于0．1毫米的,易于沉降,在河道流速减缓时可沉降下来.胶体颗粒(小于0．001毫米)即使在静水中也不能沉降,随水迁移.这类悬浮物质虽本身无毒,但它可吸附有毒物质,而成为毒物质转移的载体.
4．有机物迁移转化
(1)需氧污染物.在水中需要消耗大量的水溶氧进行微生物分解的污染物称为需氧污染物,它们进入水体后即发生生物化学分解作用,由污染物有机成分中的碳水化合物、蛋白质、脂肪和木质素等分解为简单的二氧化碳和水及其它无机物质.
(2)难降解有机物污染物.这是指难以被生物分解的有机物质.如有机氯农药、多氯联苯、芳香氨基化合物、高分子合成聚合物(塑料、合成橡胶、人造纤维)、染料等有机物质,它们在环境中难以被生物降解,污染危害时间长.
例如有机氯农药喷撒作物后只有一小部分落在作物枝叶上,其余大部分散落在土壤表面或进入大气；而进入大气后又可以随降雨或尘埃降落到地面后再进入水体.
(3)植物营养物质.如果过多的植物营养物质(n、p等)进入水体,会造成水质恶化,例如蛋白质在水体中经过分解转化,生成了硝酸盐,造成水体污染：
蛋白质水样—,氨基酸水样一氨
2nh3+3o2氧化—→2hno2+2h2o2hno2+o2氧化一→ 2hno3
5．重金属污染物的迁移转化
(1)胶体的吸附或重金属和胶体的缔合.土壤中金属离子被土壤胶体吸附缔合,是其从液相转为固相的重要途径,并在很大程度上决定着土壤中重金属的分布和富集.、
(2)重金属的络合和螯合作用.某些重金属在土壤溶液中(水中)往往主要以络离子形成存在,形成较大分子的络合物.
当金属离子浓度高时,以吸附交换作用为主,而在低浓度时则以络一螯合作用为主.
(3)重金属的化学沉淀.很多有毒金属离子是可以形成难溶性化学沉淀的.各种金属是否易生成沉淀与水体酸碱有直接关系.‘6．化学农药污染物的迁移转化
各种农药的化学性质及分解的难易不同,在一定的土壤条件下,每一种农药都有各自相对的稳定性.进入土壤中的农药,在被土壤固相物质进行物理化学吸附的同时,还通过气体挥发、随水淋溶等进而导致大气、水体污染.农药本身挥发作用的大小,主要决定于农药的溶解度和蒸气压,以及土壤的温度、结构条件.
农药的水迁移的方法有两种：一是直接溶于水中；二是被吸附于土壤固体胶粒上随水迁移.农药的挥发迁移,虽可促使土壤本身净化,但却导致了其它环境因素的污染,以及污染范围的扩大.