钙铜复合吸收剂CO2捕集性能优化研究进展

陈健, 孙世超, 李铭迪, 焦洪宇, 张益锋, 王业泰

陈健, 孙世超, 李铭迪, 焦洪宇, 张益锋, 王业泰. 钙铜复合吸收剂CO2捕集性能优化研究进展[J]. 华南师范大学学报（自然科学版）, 2022, 54(3): 43-52. DOI: 10.6054/j.jscnun.2022043
引用本文: 陈健, 孙世超, 李铭迪, 焦洪宇, 张益锋, 王业泰. 钙铜复合吸收剂CO2捕集性能优化研究进展[J]. 华南师范大学学报（自然科学版）, 2022, 54(3): 43-52. DOI: 10.6054/j.jscnun.2022043
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CHEN Jian, SUN Shichao, LI Mingdi, JIAO Hongyu, ZHANG Yifeng, WANG Yetai. The Progress in the Research on Optimizing CO2 Capture Performance of CaO/CuO Composites[J]. Journal of South China Normal University (Natural Science Edition), 2022, 54(3): 43-52. DOI: 10.6054/j.jscnun.2022043
Citation: CHEN Jian, SUN Shichao, LI Mingdi, JIAO Hongyu, ZHANG Yifeng, WANG Yetai. The Progress in the Research on Optimizing CO2 Capture Performance of CaO/CuO Composites[J]. Journal of South China Normal University (Natural Science Edition), 2022, 54(3): 43-52. DOI: 10.6054/j.jscnun.2022043
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钙铜复合吸收剂CO2捕集性能优化研究进展

  • 1.

    常熟理工学院汽车工程学院，常熟 215500

  • 2.

    中国能源建设集团江苏省电力设计院有限公司，南京 211102

  • 3.

    浙江新柴股份有限公司，新昌 312500

基金项目: 

国家自然科学基金项目 51506011

苏州市科协青年科技人才托举工程项目 

江苏省高等学校基础科学(自然科学)研究面上项目 

详细信息
    通讯作者:

    王业泰, Email: wangyetai@cslg.edu.cn

  • 中图分类号: TK16

The Progress in the Research on Optimizing CO2 Capture Performance of CaO/CuO Composites

  • 1.

    School of Automotive Engineering, Changshu Institute of Technology, Suzhou 215500, China

  • 2.

    China Energy Engineering Group Jiangsu Power Design Institute Co. Ltd., Nanjing 211102, China

  • 3.

    Zhejiang Xinchai Co. Ltd., Xinchang 312500, China

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    摘要
  • 摘要: 开发高效、低成本的CO2捕集技术是我国实现“碳达峰、碳中和”目标的重要途径。基于钙铜复合吸收剂的钙循环耦合化学链燃烧工艺是一种改进的钙循环技术，通过耦合化学链燃烧来替代钙循环技术中高能耗的空气分离器，可显著降低系统能耗、提高其经济性，受到了国内外学者的广泛关注。介绍了钙循环耦合化学链燃烧工艺的基本原理，阐述了目前钙循环耦合化学链燃烧工艺面临的重大挑战——钙铜复合吸收剂CO2捕集性能在循环过程中的急剧衰减；综述了提高钙铜复合吸收剂CO2捕集性能的改性措施，主要包括载体负载法、水蒸气活化、高温热预处理等；综合分析了各种改性方法的优缺点并指明了今后的研究方向。
    Abstract: The development of efficient and low-cost CO2 capture technology is an important approach for China to achieve the goal of "carbon peak and carbon neutrality". The process of calcium looping integrated with chemical looping combustion based on CaO/CuO composites is a modified calcium looping process. In such a process, chemical looping combustion is coupled to substitute the energy-intensive air separation unit commonly used in the calcium looping, thus significantly reducing the system's energy consumption and improving the economy. The calcium looping integrated with chemical looping combustion process has attracted great attention worldwide. The basic principle of the calcium looping integrated with chemical looping combustion process is introduced, and the major challenge that the process faces is described, i.e., a rapid decline in CO2 capture performance of CaO/CuO composites during cycling operations. Moreover, the modification methods to enhance the CO2 capture performance of CaO/CuO composites are reviewed, mainly including the incorporation of stabilizer, steam activation and high-temperature thermal pretreatment. Finally, the advantages and disadvantages of various modification methods are analyzed comprehensively, and the direction to future research is discussed.
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  • 重金属具有不可降解、易迁移、危害健康的特性, 随着工业的发展, 土壤重金属污染问题已成为我国较严重的环境问题之一[1].重金属在土壤中过度积累会对人体健康造成影响[2], 据调查, 珠江三角洲地区的Cd、Hg、Pb等重金属污染已对居民健康和农产品安全构成严重威胁[3], 使得重金属污染的研究热度不断提高.

    重金属在土壤中的形态决定着重金属的生物有效性[4], 由于土壤中重金属的形态在适当的条件下可以发生转变[5], 因此研究土壤中重金属的有效形态才能客观地评价重金属的毒性.近年来, 国内外对土壤重金属有效态的研究不断增加, 旨在为重金属土壤修复效果提供评估标准.

    目前, 土壤重金属的提取方法分为单级提取法和多级提取法, 单级提取法是利用单一或者混合提取剂一次性将土壤有效态重金属提取出来, 多级提取法是利用提取能力不同的提取剂分几步从活跃到稳定的顺序将土壤中的重金属全部提取出来, 其中单级提取法的特点是操作简单、用时较短, 但参考性弱, 常用的提取方法有水平振荡法、硫酸-硝酸法、TCLP法(Toxicity Characteristic Leaching Procedure, TCLP)、DTPA法(Diethylenetriaminepentaacetic Acid, DTPA)、CaCl2浸提法[6].多级提取法以欧共体标准物质局提出的BCR连续提取和SEP连续提取法(Sequential Extraction Procedures, SEP)最为权威[7], 其特点是参考性强, 但操作复杂、用时较长. MENZIES[8]、刘峰[9]和罗泽娇[10]等针对单级提取剂比较了不同浸提剂对重金属的浸提能力, 而刘丹丹[11]则主要比较了多级提取法中BCR法和SEP法提取重金属的形态分布.单一的浸提剂对不同重金属的浸提能力存在差异[12], 不同提取剂的浸提能力的比较有待研究.同时, 关于单级提取与多级提取联系的研究尚未成熟, 不同浸提剂浸出重金属的质量分数与土壤中重金属形态之间的关系也有待研究.

    因此, 本文选取Cu、Ni、Pb、Cd作为研究对象, 通过实验对标准方法中去离子水、硫酸-硝酸、二乙烯三胺五乙酸、醋酸缓冲溶液、氯化钙溶液等浸提剂的浸提能力进行对比, 同时比较BCR法提取的重金属形态分布和SEP法提取的重金属形态分布的联系与差异, 探究浸提剂浸出的Cu、Ni、Pb、Cd的质量分数与BCR、SEP法提取的重金属形态分布的关系, 为重金属污染土壤修复评估标准提供参考依据.

    1.   实验部分

    1.1   供试土壤及试剂

    以广东省广州市某酸性稻田土(113.38E, 23.06N)作为供试土壤, 土壤采自表层土壤0~20 cm土层.为保证浸出液中重金属质量分数尽量保持在标准曲线的中间部分, 减少因重金属质量分数太低或太高需稀释引入的误差, 向土壤中外加已知质量浓度的硝酸铜、硝酸镍、硝酸铅和硝酸镉溶液(m(土):V(水)=1:3), 使模拟土壤中重金属总质量分数控制在100~300 mg/kg, 电力搅拌24 h充分混合均匀后, 自然风干至恒质量, 将制备的污染土磨碎后过0.30 mm筛, 贮于广口瓶中于干燥器内保存, 静置2周后待用.经测定, 土壤理化性质如表 1所示.实验中所使用的试剂均为分析纯.

    表  1  土壤理化性质
    Table  1.  The basic physical and chemical properties of the test soil
    w(重金属)/(mg·kg-1) w(有机质)/(g·kg-1) pH 阳离子交换量/(cmol·kg-1)
    总铜 总镍 总铅 总镉
    157.9 181.6 270.3 126.7 36.2 6.10 11.7
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    1.2   单级提取法

    用去离子水(DI)、硫酸-硝酸(AA)、二乙烯三胺五乙酸(DTPA)、醋酸缓冲溶液(TCLP)、氯化钙浸提剂(CC)分别对模拟污染土壤进行单级提取(表 2), 提取后的溶液经0.45 um聚醚砜滤膜过滤, 滤液用火焰原子吸收光谱法检测, Cu、Ni、Pb、Cd元素的检测波长分别为234.7、232.0、283.3、228.8 nm, 原子吸收仪的设备型号为TAS-986.

    表  2  单级提取法
    Table  2.  The single-stage extraction method
    浸提剂 参考方法 浸提剂配制方法 固液比 反应条件
    去离子水(DI) HJ 557-2010[13] 去离子水 1 :10 常温下以110±10 r/min震荡8 h, 静置16 h
    硫酸-硝酸(AA) HJ/T 299-2007[14] 将体积比为2:1的浓硫酸和浓硝酸混合, 将硫酸-硝酸混合液滴加入到去离子水中, 使溶液pH为3.20±0.05 1 :10 23±2 ℃下以30±2 r/min翻转震荡18±2 h
    二乙烯三胺五乙酸(DTPA) HJ 804-2016[15] 在烧杯中依次加入14.920 0 g三乙醇胺, 1.967 0 g二乙烯三胺五乙酸, 1.470 0 g二水合氯化钙, 加去离子水溶解并稀释至约800 mL, 用(1+1)浓盐酸调节pH为7.30±0.20, 转移至1 L容量瓶中定容至1 L 1 :2 20 ±2 ℃下以180±20 r/min震荡2 h
    醋酸缓冲溶液(TCLP) METHOD 1311[16] 500 mL去离子水中加入5.7 mL冰醋酸, 再加入64.3 mL 1 mol/L氢氧化钠, 定容至1 L, 此时溶液的pH为4.93±0.05 1 :20 23±2 ℃下以30±2 r/min翻转震荡18±2 h
    氯化钙浸提剂(CC) CaCl2浸提法[10] 去离子水中加入1.470 0 g二水合氯化钙, 搅拌均匀后定容至1 L 1 :10 20±2 ℃下以180±20 r/min震荡2 h
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    1.3   多级连续提取法

    参照欧洲共同体标准物质局的BCR连续提取法[17](表 3)和TESSIER[18]提出的SEP连续提取法(表 4)进行提取, 除最后一步外, 每个步骤完成后进行离心处理, 保留上清液, 每一个步骤之间用去离子水洗涤干净后进行离心处理, 倒掉上清液, 重复2~3次.提取后各形态的浸出溶液经0.45 um微孔滤膜过滤, 滤液用火焰原子吸收光谱法检测, 谱线波长和设备型号同上.

    表  3  BCR连续提取法
    Table  3.  The BCR extraction method
    步骤 提取形态 提取方法
    ① 弱酸可提取态(B1) 称取1.000 0 g风干后的土壤, 加入40 mL 0.11 mol/L醋酸, 22±5 ℃下震荡16 h
    ② 可还原态(B2) 加入40 mL 0.5 mol/L盐酸羟胺(用HNO3调节pH为2.00), 22±5 ℃下震荡16 h
    ③ 可氧化态(B3) 加入10 mL 30% H2O2, 常温下震荡1 h, 再加入10 mL 30% H2O2, 加热至85±2 ℃震荡1 h, 再加入50 mL 1 mol/L醋酸铵溶液(用醋酸调节pH为2.00), 22±5 ℃下震荡16 h
    ④ 残余态(B4) 剩余部分按文献[20]消解
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    表  4  SEP连续提取法
    Table  4.  The SEP extraction method
    步骤 提取形态 提取方法
    ① 可交换态(S1) 称取1.000 0 g风干后的土壤, 加入8 mL 1 mol/L醋酸钠溶液(pH为8.20), 常温下震荡1 h
    ② 碳酸盐结合态(S2) 加入8 mL 1 mol/L醋酸钠溶液(用醋酸调节pH为5.00), 常温下震荡5 h
    ③ 铁锰氧化态(S3) 往25%冰醋酸中加入20 mL 0.04 mol/L盐酸羟胺(体积比=3:1), 然后加入20 mL该溶液, 96±3 ℃下间歇性搅拌6 h
    ④ 有机结合态(S4) 加入3 mL 0.02 mol/L HNO3和5 mL 30% H2O2(用HNO3调节pH为2.00), 85±2 ℃下间歇性搅拌2 h, 继续加入3 mL 30% H2O2(用HNO3调节pH为2.00), 85±2 ℃下间歇性搅拌3 h, 冷却, 加入5 mL醋酸铵混合液(3.2 mol/L醋酸铵与20% HNO 3的体积比为1:4), 稀释到20 mL, 常温下搅拌30 min
    ⑤ 残余态(S5) 剩余部分按文献[20]消解
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    BCR连续提取法规定土壤中重金属各种形态的稳定性由低到高依次是弱酸可提取态(B1)、可还原态(B2)、可氧化态(B3)、残余态(B4)[17], SEP连续提取法规定土壤中重金属各种形态的稳定性由低到高依次是可交换态(S1)、碳酸盐结合态(S2)、铁锰氧化态(S3)、有机结合态(S4)、残余态(S5)[19], 这2种提取法常被用来确定重金属在土壤中的形态分布[7].

    1.4   分析方法

    土壤中Cu、Ni、Pb、Cd的总质量分数测定参考文献[20], 土壤pH、土壤有机质质量分数、土壤阳离子交换量的测定分别参考文献[21]、[22]和[23].

    1.5   数据处理及对比分析

    浸提率的计算:浸提剂的浸提率=单位土壤中提取的重金属质量分数/单位土壤中重金属的总质量分数

    实验数据采用Excel 2010、Origin 8、SPSS 16.0等软件进行统计分析, 对不同浸提剂的浸提率进行比较, 进一步分析BCR和SEP多级连续提取法的重金属形态分布.

    2.   结果与讨论

    2.1   不同浸提剂对重金属提取能力的比较

    不同浸提剂提取4种重金属的容易程度从高到低依次为Cd、Ni、Cu、Pb(表 5).对于Cd元素, DTPA的浸提率为89.90%, 这是由于Cd在土壤中比较活跃[24].对于Pb元素, DTPA的浸提率为13.50%, 而CC、TCLP、AA、DI无法提取出土壤中有效形态的Pb元素, 这是因为Pb在中性环境下溶解性低, 能提取出来的Pb元素非常少[7]. 5种浸提剂的浸提能力由高到低依次为DTPA、TCLP、CC、AA、DI, 该规律对Cu、Ni、Pb、Cd这4种元素具有普适性, 浸提能力最弱的AA和DI对Cu、Ni、Pb、Cd的浸提率均不足3.00%. DTPA的浸提能力最强, 可能是因为DTPA中的螯合剂可以较好地捕获土壤中的重金属, 刘锋等[25]比较了AA和TCLP提取能力的区别, 结果表明TCLP的提取能力远大于AA的提取能力, 与本研究中得出的结论一致.由于DTPA和TCLP的强浸提能力, 这2种浸出方法被广泛应用于土壤重金属的稳定性分析[26].

    表  5  不同浸提剂对重金属的浸提率
    Table  5.  The extraction rate of heavy metals with different extractants %
    浸提剂 Cu Ni Pb Cd
    DTPA 36.40±1.20 36.40±1.00 13.50±1.00 89.90±4.80
    CC 0.08±0.01 9.90±0.20 未检出 15.20±0.80
    TCLP 9.90±0.10 24.30±0.01 未检出 35.90±0.80
    AA 0.10±0.01 2.20±0.05 未检出 1.60±0.80
    DI 0.05±0.01 1.20±0.05 未检出 0.90±0.01
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    2.2   BCR法和SEP法的重金属提取形态分布比较

    研究[27]表明不同重金属在土壤中的形态分布存在差异. BCR法和SEP法提取的Cu和Ni的活跃形态存在联系(图 1), 对于Cu、Ni元素, BCR法的B1和B2形态的质量分数总和(分别为52.0%和60.4%)与SEP法的S1、S2和S3的质量分数总和(分别为50.0%和60.3%)相近; 对于Pb元素, 2种提取方法的联系较弱, BCR法中Pb在土壤中主要以B2形态为主, 可能是Pb元素极易被碳酸盐和氧化物强烈吸附所致[28], SEP法中Pb在土壤中的S1形态分布较少, 无显著的分布规律.对于Cd元素, 2种提取方法的联系较弱, BCR法中Cd的B3形态分布较少, B1、B2和B4形态分布较多; SEP法中Cd以S1和S2形态为主, 较稳定的S4和S5形态的Cd非常低, 可能是受污染的Cd土壤残余态比例会显著减少[29].

    图  1  不同提取法下土壤中重金属形态的分布图
    Figure  1.  The species distribution of heavy metals in soil with different extraction methods
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    2.3   浸出重金属的质量分数与提取的重金属形态分布的联系

    2.3.1   DTPA浸出重金属的质量分数与提取的重金属形态的联系

    DTPA浸提剂可以模拟植物根系吸收土壤中重金属的过程, 能被DTPA提取出来的重金属具有生物有效性[30]. DTPA浸出Cu的质量分数为58.1 mg/kg(图 2), 土壤中Cu的B1和B2形态的质量分数分别为40.9、42.2 mg/kg, DTPA能提取土壤中Cu元素的B1和B2形态的一部分; 土壤中Cu的S1、S2、S3形态的质量分数分别为1.7、28.3、50.2 mg/kg, DTPA能提取土壤中Cu元素的S1~S3形态的一部分.

    图  2  DTPA浸出重金属的质量分数与土壤中重金属形态分布的关系
    Figure  2.  The relation between DTPA-based leachability of heavy metal fractions and heavy metal species distribution in soil
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    DTPA浸出Ni的质量分数为66.1 mg/kg, 土壤中Ni的B1形态的质量分数为68.3 mg/kg, DTPA仅能提取出Ni元素的B1形态的一部分; 土壤中Ni的S1、S2和S3形态的质量分数分别为18.3、39.1、57.2 mg/kg, DTPA能提取土壤中Ni元素的S1~S3形态的一部分.

    DTPA浸出Pb的质量分数为36.5 mg/kg, Pb的B1和B2形态的质量分数分别为4.6、169.2 mg/kg, DTPA能提取土壤中Pb元素的B1和B2形态的一部分; 土壤中Pb的S1、S2和S3形态的质量分数分别为1.4、39.3、92.5 mg/kg, DTPA能提取土壤中Pb元素的S1~S3形态的一部分.

    DTPA浸出Cd的质量分数为113.9 mg/kg, 接近土壤中的总镉质量分数(126.7 mg/kg), DTPA能提取出土壤中Cd的B1~B4形态的一部分; 土壤中Cd的S1、S2和S3形态的质量分数分别为55.8、52.8、26.3 mg/kg, DTPA能提取土壤中Cd元素的S1~S3形态的一部分.

    在BCR连续提取法中, DTPA对不同重金属的提取能力存在较大差异, 造成这种差异主要是因为复杂的土壤环境下重金属离子之间互相影响[31-32]及根际微生物所引起的重金属形态变化[33].在SEP连续提取法中, DTPA对不同重金属的提取能力比较接近, DTPA普遍能提取出土壤中S1、S2形态全部的重金属和S3形态一部分的重金属.

    2.3.2   TCLP浸出重金属的质量分数与提取的重金属形态的联系

    在美国, TCLP浸提剂常用于评估固体废物浸出毒性[16].在BCR连续提取法中, TCLP对不同重金属的提取能力比较接近(图 3A), Pb的B1形态的比例明显低于其他重金属[34], 这解释了提取能力较强的TCLP浸提剂无法浸出Pb元素的现象. TCLP浸出Cu、Ni、Cd的质量分数分别为15.8、44.2、45.5 mg/kg, 土壤中Cu、Ni、Cd的B1形态的质量分数分别为40.9、68.3、45.0 mg/kg, TCLP只能提取出土壤中B1形态一部分的重金属, 该结果与刘丹丹[8]等的结论一致. TCLP浸出的重金属质量分数与BCR连续提取法中重金属形态存在紧密联系, TCLP能提取出B1形态一部分的重金属, 原因可能是TCLP浸提剂的主要原料是醋酸, BCR法第一步用的也是醋酸.在SEP连续提取法中(图 3B), TCLP对不同重金属的提取能力存在差异.土壤中Cu的S1、S2形态的质量分数分别为1.7、28.3 mg/kg, TCLP能提取土壤中Cu元素的S1和S2形态的一部分; 土壤中Ni的S1、S2形态的质量分数分别为18.3、39.1 mg/kg, TCLP能提取土壤中Ni元素的S1和S2形态的一部分; TCLP无法提取出土壤中的Pb元素; 土壤中Cd的S1形态的质量分数为55.8 mg/kg, TCLP仅能提取土壤中Cd元素的S1形态的一部分. JOSE等[35]证明了CC提取重金属的质量分数与土壤中S1形态含量相近, 这也能解释本实验发现比CC提取能力强的TCLP可以提取Cu、Ni的S1和S2形态. CC、AA、DI浸提剂与土壤中重金属形态分布无显著联系, 可能与土壤本身性质有关[36].

    图  3  TCLP浸出重金属的质量分数与土壤中重金属形态分布的关系
    Figure  3.  The relation between TCLP-based leachability of heavy metal fractions and heavy metal species distribution in soil
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    3.   结论

    (1) 本研究表明:5种常见单级提取法的浸提能力由大到小依次为DTPA、TCLP、CC、AA、DI, 浸提剂提取4种重金属的容易程度由大到小依次为Cd、Ni、Cu、Pb.多级提取实验显示:不同重金属在土壤中的形态分布存在差异, 对于Cu和Ni元素, BCR法提取的活跃形态(B1+B2)的质量分数与SEP法提取的活跃形态(S1+S2+S3)的质量分数相近.

    (2) 通过对比分析单级提取和多级提取的数据可以发现:TCLP浸出重金属的质量分数与BCR连续提取法中重金属形态存在紧密联系, TCLP能提取出B1形态一部分的重金属; DTPA浸出重金属的质量分数与SEP连续提取法中重金属形态也存在紧密联系, DTPA浸提剂能提取出S1、S2形态全部的重金属和S3形态一部分的重金属; CC、AA、DI浸出重金属的质量分数与BCR、SEP法提取形态分布均无显著联系, 不同重金属的浸出规律也存在差异.建议直接用单级提取法中的DTPA提取法和TCLP提取法进行土壤Cu和Ni的浸出毒性研究, 使用BCR或者SEP多级提取法进行Pb和Cd的浸出毒性研究.浸出重金属质量分数与形态分布的规律在不同重金属污染程度和理化性质土壤中的普遍适用性问题则有待进一步研究.

  • 图  1   钙循环技术示意图

    Figure  1.   The schema of the calcium looping process

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    图  2   钙循环耦合化学链燃烧工艺示意图

    Figure  2.   The schema of calcium looping integrated with chemical looping combustion

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    图  3   基于钙循环耦合化学链燃烧工艺的吸附强化甲烷水蒸气联合重整制氢工艺示意图

    Figure  3.   The schema of H2 production through sorption-enhanced methane steam reforming process based on calcium looping integrated with chemical looping combustion

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    图  4   钙铜复合吸收剂在不同次数循环后表面的元素分布图[15]

    Figure  4.   The surface element distribution of CaO/CuO composites after different cycles[15]

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    图  5   采用湿法混合法时有无高温热预处理制备的钙铜复合吸收剂在循环反应中的示意图

    Figure  5.   The schema of CaO/CuO composites synthesized with the wet mixing method with or without high-temperature thermal pretreatment during cycling reactions

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    图  6   中空微球钙铜复合吸收剂在钙循环耦合化学链燃烧工艺中的示意图

    Figure  6.   The schema of CaO/CuO composites with a hollow microsphere structure in calcium looping integrated with chemical looping combustion

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    表  1   不同改性方法下钙铜复合吸收剂的CO2捕集性能

    Table  1   The CO2 capture performance of CaO/CuO composite sorbent using different modification approaches

    改性方法 反应器 反应条件a 循环次数 CO2吸附率 文献
    首次 末次
    载体负载法(MgO/Al2O3)和结构改性(核壳结构) 热重分析仪 煅烧/还原：750 ℃，15%CH4，8 min
    碳酸化：750 ℃，15%CO2，10 min    		 30 0.05 0.08 [12]
    载体负载法(水泥) 热重分析仪 煅烧/还原：875 ℃，CH4，10 min
    碳酸化：650 ℃，20%CO2，15 min    		 16 0.06 0.02 [15]
    载体负载法(MgO) 热重分析仪 煅烧/还原：750 ℃，10%CH4，20 min
    碳酸化：750 ℃，40%CO2，40 min    		 15 0.15 0.10 [13]
    载体负载法(MgO) 热重分析仪 煅烧/还原：800 ℃，15%CH4，10 min
    碳酸化：650 ℃，15%CO2，10 min    		 4 0.26 0.20 [14]
    载体负载法(MgO) 热重分析仪 煅烧/还原：950 ℃，15%CH4，10 min
    碳酸化：750 ℃，15%CO2，10 min    		 4 0.11 0.09 [14]
    载体负载法(Al2O3) 热重分析仪 煅烧/还原：850 ℃，10%CH4，10 min
    碳酸化：750 ℃，15%CO2，30 min    		 35 0.18 0.11 [11]
    载体负载法(Al2O3)和水蒸气活化(全过程通入水蒸气) 热重分析仪 煅烧/还原：850 ℃，10%CH4，2%H2O，10 min
    碳酸化：750 ℃，15%CO2，2%H2O，30 min    		 10 0.18 0.16 [11]
    载体负载法(MgO)和水蒸气活化(全过程通入水蒸气) 热重分析仪 煅烧/还原：750 ℃，15%CH4，13.6%H2O，10 min
    碳酸化：750 ℃，15%CO2，13.6%H2O，10 min    		 10 0.08 0.075 [28]
    载体负载法(MgO)和水蒸气活化(仅碳酸化反应通入水蒸气) 热重分析仪 煅烧/还原：750 ℃，15%CH4，10 min
    碳酸化：750 ℃，15%CO2，13.6%H2O，10 min    		 10 0.08 0.068 [28]
    载体负载法(MgO)和高温热预处理 热重分析仪 煅烧/还原：750 ℃，15%CH4，10 min
    碳酸化：750 ℃，15%CO2，10 min    		 40 0.07 0.05 [28]
    载体负载法(水泥)和高温热预处理 热重分析仪 煅烧：650~875 ℃升温，N2，22.5 min
    还原：875 ℃，CH4，10 min
    碳酸化：650 ℃，20%CO2，15 min    		 15 0.02 0.01 [15]
    载体负载法(水泥)和水蒸气活化(仅碳酸化反应通入水蒸气) 热重分析仪 煅烧：650~875 ℃升温，N2，22.5 min
    还原：875 ℃，CH4，10 min
    碳酸化：650 ℃，20%CO2，10%水蒸气，15 min    		 10 0.10 0.06 [15]
    结构改性(纳米结构) 热重分析仪 煅烧/还原：650~800 ℃升温，15%CH4，15 min
    碳酸化：650 ℃，15%CO2，30 min    		 40 0.11 0.17 [26]
    结构改性(核壳结构) 固定床反应器 煅烧/还原：850 ℃，66.5% H2，15 min
    碳酸化：650 ℃，15%CO2，15 min    		 12 0.11 0.07 [29]
    结构改性(中空微球结构) 固定床反应器 煅烧/还原：850 ℃，20%CH4，10 min
    碳酸化：650 ℃，15%CO2，5 min    		 20 0.21 0.15 [27]
    结构改性(中空微球结构) 固定床反应器 煅烧/还原：940 ℃，20%CH4(CO2作为平衡气)，10 min
    碳酸化：650 ℃，15%CO2，5 min    		 10 0.19 0.12 [27]
    结构改性(纳米结构) 固定床反应器 煅烧/还原：800~850 ℃升温并保温10 min，1%CH4，15 min
    碳酸化：650 ℃，15%CO2，10 min    		 19 0.13 0.10 [30]
    注：CO2吸附率为吸附的CO2质量与吸附剂质量之比；a表示无特别说明，都选用N2作为平衡气。
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    表  2   普遍使用的载体的塔曼温度

    Table  2   The Tammann temperatures of commonly used stabilizers

    物质 塔曼温度/℃ 文献 物质 塔曼温度/℃ 文献
    Al2O3 900 [31] MgO 1 276 [32]
    Ca3Al2O6 771 [32] Y2O3 1 083 [33]
    Ca12Al14O33 725 [31] CeO2 1 064 [34]
    TiO2 785 [31] Nd2O3 1 049 [35]
    CaTiO3 851 [31] Yb2O3 1 094 [36]
    SiO2 664 [31] La2O3 1 021 [37]
    Ca2SiO4 929 [38] WO3 600 [37]
    ZrO2 1 221 [31] HfO2 1 250 [37]
    CaZrO3 1 036 [31]
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出版历程
  • 收稿日期:  2022-03-11
  • 网络出版日期:  2022-07-28
  • 刊出日期:  2022-06-24

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摘要
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  • 1.   实验部分

  • 1.1   供试土壤及试剂

  • 1.2   单级提取法

  • 1.3   多级连续提取法

  • 1.4   分析方法

  • 1.5   数据处理及对比分析

  • 2.   结果与讨论

  • 2.1   不同浸提剂对重金属提取能力的比较

  • 2.2   BCR法和SEP法的重金属提取形态分布比较

  • 2.3   浸出重金属的质量分数与提取的重金属形态分布的联系

  • 2.3.1   DTPA浸出重金属的质量分数与提取的重金属形态的联系
  • 2.3.2   TCLP浸出重金属的质量分数与提取的重金属形态的联系

  • 3.   结论

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