一种飞灰粉煤灰水热反应固液相产物协同处理的方法与流程

本发明属于飞灰水热处理技术领域，更具体地说，涉及一种飞灰粉煤灰水热反应固液相产物协同处理的方法。

背景技术：

传统水热法稳定垃圾焚烧飞灰中的重金属主要归因于反应过程中所合成的类沸石物质对重金属的稳定化作用，具体包括离子吸附、离子交换沉淀和物理包裹等作用。类沸石物质的合成可以有效防止在水热过程中重金属的渗滤同时稳定化后的飞灰具有一定的耐酸性，因此可以作为酸性中和剂进行再利用。目前，许多研究表明，可以以粉煤灰为原料，通过水热处置来获得多种沸石，例如，钙十字沸石，沸石p，菱沸石方沸石，钙沸石等等。

经检索a.p.bayuseno，w.w.schmahl，th.müllejans.journalofhazardousmaterials.2008(1)公开了以氢氧化钠、氢氧化钾为处理剂碱性水热条件下处理城市生活垃圾焚烧飞灰，生成了雪硅钙石等对重金属具有吸附作用的沸石类晶体，降低了飞灰重金属浸出毒性。浙江大学马晓军在《水热法处理生活垃圾焚烧飞灰中重金属和二恶英的研究》中进行了水热法重金属稳定化和降解飞灰中二噁英的研究，结果表明：降解效率随着温度升高而增加，氧气气氛条件下自由基的形成显著加速了二噁英的降解，飞灰中二噁英降解效率达到了88.31％，而传统水热条件下，飞灰中二恶英降解效率仅为38.45％。胡雨燕等在《环境污染与防治》，2007(01)公开了碱性水热法稳定生活垃圾焚烧飞灰中重金属的研究，将飞灰与各种硅铝调理剂进行混合水热，合成了雪硅钙石，pb、zn、cu、cd和cr的漫出毒性大幅降低，并通过研究飞灰及水热产物的浸出浓度、重金属总量、晶体结构分析及水热液中重金属含量及ph来对水热稳定重金属效果进行评判。但是，目前的研究中大多是根据水热固体产物中的重金属含量来判断重金属浸出的优劣，而在水热处理后的水热液中的重金属却少有关注，实验证明，飞灰经过水热处理后残留在水热液中的重金属含量亦不可忽略。

因此，目前亟需设计一种水热处理方法，在提升水热固体产物中重金属浸出的同时，降低水热液中的重金属含量，从而达到固液相中重金属协同处理的目的。

技术实现要素：

1.要解决的问题

针对现有技术中的水热处理法在降低水热固体产物中重金属浓度的同时，无法降低水热液中的重金属含量在问题，本发明提供一种飞灰粉煤灰水热反应固液相产物协同处理的方法，通过合理设计处理剂的成分以及水热处理条件，从而有效解决在降低水热固相产物中重金属浓度的同时，无法降低水热液中的重金属含量在问题。

2.技术方案

为了解决上述问题，本发明所采用的技术方案如下：

本发明的一种飞灰粉煤灰水热反应固液相产物协同处理的方法，将飞灰、粉煤灰和处理剂混合后进行水热处理；所述处理剂的ph＝11～13，其包括处理剂a，所述处理剂a为电离平衡常数ka＞0.05的碱溶液；处理剂b，所述处理剂b为一级电离的电离平衡常数kb＝10^-6～10^-3的碱溶液；以及处理剂c，所述处理剂c为浓度10^-5mol/l～10^-3mol/l的ca² 盐。

优选地，所述处理剂b可以电离出浓度为cb的氢氧根，cb＝0.001mol/l～0.02mol/l。

优选地，所述处理剂a可以电离出浓度为ca的氢氧根，所述ca：cb＝(10～12)：1。

优选地，所述处理剂为ph＝12.3～12.9的蒸氨溶液，所述蒸氨溶液包括氢氧化钠、氨水、42mg/l～45mg/l的氯化钙、33mg/l～35mg/l的氯化钠和1.3mg/l～2.6mg/l的硫酸钙，其中氨水可以电离出0.0052mol/l～0.0057mol/l的氢氧根。

优选地，所述反应液与固体物的液固比为(10～20)ml：1g，其中固体物包括飞灰和粉煤灰。

优选地，所述水热处理的具体步骤为：

(1)将飞灰与粉煤灰进行均匀混合；

(2)将处理剂添加至(1)步骤的混合物中，混合均匀后形成前驱液；

(3)将(2)步骤中的前驱液密封于反应釜中进行水热反应。

优选地，所述(1)步骤中飞灰与粉煤灰按照(5～9)：(1～5)的质量比进行混合。

优选地，所述(1)步骤中飞灰与粉煤灰按照6：4的质量比进行混合。

优选地，所述(2)步骤中前驱液的混匀方式为：将前驱液置于20℃～30℃下以500r/min～1000r/min速率搅拌6h～12h，随后超声处理1h～3h使混合灰浆分布均匀。

优选地，所述(3)步骤中的水热反应温度为160℃～200℃，时间为24h～48h。

3.有益效果

相比于现有技术，本发明的有益效果为：

(1)本发明的一种飞灰粉煤灰水热反应固液相产物协同处理的方法，将飞灰、粉煤灰、处理剂和超纯水混合后进行水热处理；所述处理剂的ph＝11～13，其包括处理剂a，所述处理剂a为电离平衡常数ka＞0.05的碱溶液；处理剂b，所述处理剂b为一级电离的电离平衡常数kb＝10^-6～10^-3的碱溶液；以及处理剂c，所述处理剂c为浓度10^-5mol/l～10^-3mol/l的ca² 盐；对于传统方法中使用的氢氧化钠作为处理剂，虽然能够大幅提升水热处理时的水热液的碱性，但是受到ca(oh)2溶解度的影响无法提升水热液中的ca² 浓度，尤其在水热反应的高温作用下其溶解度会大幅降低，若是减少氢氧化钠的用量则会导致无法有效生成含钙的雪硅钙石等沸石，而本发明中的处理剂含有大量未电离氢氧根以处理剂b的形式存在，可以添加适量的钙源以促进含钙沸石的生成，从而降低水热固体产物以及水热液中的重金属含量；进一步地，本发明中的处理剂b会随着水热反应的进行不断向反应体系中供应氢氧根，保证了处理剂与飞灰、粉煤灰反应生成雪硅钙石等具有高重金属吸附性的沸石，从而能够同时降低水热固相产物中的重金属浓度和降低水热液中的重金属含量。

(2)本发明的一种飞灰粉煤灰水热反应固液相产物协同处理的方法，所述处理剂b可以电离出浓度为cb的氢氧根，cb＝0.001mol/l～0.02mol/l，所述处理剂a可以电离出浓度为ca的氢氧根，所述ca：cb＝(10～12)：1，所述处理剂为ph＝12.3～12.9的蒸氨溶液，所述蒸氨溶液包括氢氧化钠、氨水、42mg/l～45mg/l的氯化钙、33mg/l～35mg/l的氯化钠和1.3mg/l～2.6mg/l的硫酸钙，其中氨水可以电离出0.0052mol/l～0.0057mol/l的氢氧根，所述反应液与固体物的液固比为(10～20)ml：1g，其中固体物包括飞灰和粉煤灰；通过上述方法，能够显著降低水热固相产物中的重金属浓度，使其远低于生活垃圾填埋场污染控制标准所规定的浓度，同时水热液相产物中的zn、pb等重金属离子含量也得到了有效的降低。

附图说明

图1为原始飞灰扫描电镜图；

图2为原始粉煤灰扫描电镜图；

图3为f6c4、36h、160℃条件下蒸氨溶液作为处理剂水热产物扫描电镜图；

图4为添加蒸氨溶液作为处理剂时36h、160℃水热产物x射线荧光衍射结果；

图5为蒸氨溶液参与下不同时间水热产物重金属形态分布情况对比图；

图6为f6c4、36h、160℃条件下0.5mol/l氢氧化钠作为处理剂水热产物扫描电镜图；

图7为f6c4、36h、160℃条件下氨水作为处理剂水热产物扫描电镜图。

具体实施方式

本说明书附图所绘示的结构、比例、大小等，均仅用以配合说明书所揭示的内容，以供熟悉此技术的人士了解与阅读，并非用以限定本发明可实施的限定条件，故不具技术上的实质意义，任何结构的修饰、比例关系的改变或大小的调整，在不影响本发明所能产生的功效及所能达成的目的下，均应仍落在本发明所揭示的技术内容得能涵盖的范围内。同时，本说明书中所引用的如“上”、“下”、“左”、“右”、“中间”等用语，亦仅为便于叙述的明了，而非用以限定可实施的范围，其相对关系的改变或调整，在无实质变更技术内容下，当亦视为本发明可实施的范畴；除此之外，本发明的各个实施例之间并不是相互独立的，而是可以进行组合的。

本发明中所述的飞灰为扬州泰达生活垃圾焚烧发电厂所产生的生活垃圾焚烧飞灰，该公司采用炉排炉技术，日处理量1000t飞灰取自烟气处理系统的袋式除尘器，所用的飞灰在反应之前均置于105℃的烘箱中烘干至恒重，研磨过200目筛网备用；图1为飞灰的扫描电镜图。本发明中所述的粉煤灰取自安徽省舒城火电厂。实验前将粉煤灰放入烘箱中50℃下烘干至恒重，研磨过200目筛网备用；图2为粉煤灰的扫描电镜图。

本发明中的水热固体产物中重金属浸出毒性的测试采用醋酸缓冲法及硫酸硝酸法两种方法进行实验。

本发明中对反应固相进行命名的规则为：将飞灰与粉煤灰按照质量比x：y混合，则命名为fxcy；如飞灰与粉煤灰按照8：2混合，则命名为f8c2。

另外，本发明还对原始飞灰和原始粉煤灰中各元素占比、含量以及重金属浸出毒性分别进行测试，以作为基准实验，其具体测试结果如表1、表2、表3和表4所示：

表1、飞灰及粉煤灰的xrf结果(wt％)

表2、飞灰与粉煤灰中重金属含量(mg/kg)

表3、硫酸硝酸法测得飞灰及粉煤灰重金属浸出毒性与危险废物鉴别标准的比较(mg/l)

表4、醋酸缓冲法测得飞灰及粉煤灰重金属浸出毒性与生活垃圾填埋场污染控制标准的比较(mg/l)

下面结合具体实施例对本发明进一步进行描述。

实施例1

本实施例提供一种飞灰粉煤灰水热反应固液相产物协同处理的方法，其具体步骤为：

(1)将飞灰与粉煤灰按9:1的比例进行均匀混合；

(2)将反应液添加至(1)步骤的混合物中，混合均匀后形成前驱液；其中混匀方式为：将前驱液置于室温下以900r/min速率搅拌6h，随后超声处理3h使混合灰浆分布均匀；

(3)将(2)步骤中的前驱液密封于反应釜中进行水热反应，水热反应温度为160℃，时间为36h。

需要说明的是，本实施例中所用的处理剂为ph＝12.86的蒸氨溶液，所述蒸氨溶液包括氢氧化钠、氨水、43.6mg/l的氯化钙、34.4mg/l的氯化钠和1.5mg/l的硫酸钙，其中氨水可以电离出cb＝0.00526mol/l的氢氧根，氢氧化钠可以电离出的ca：cb＝10：1；反应液与固体物的液固比为10ml：1g，其中固体物为飞灰和粉煤灰。

反应结束后，将反应釜自然冷却至室温，用滤纸将反应产物进行固液分离，分离的固体在60℃下烘干至恒重，供进一步分析。最后对原始飞灰、粉煤灰及水热产物进行重金属浸出毒性、重金属含量、重金属形态分布及水热液中重金属含量和ph进行分析，以评判水热稳定重金属效果，其最终水热固体产物以及水热液中重金属含量的测试如表5和表6所示，水热产物命名为f9c1。

实施例2

本实施例提供一种飞灰粉煤灰水热反应固液相产物协同处理的方法，其具体实施方式与实施例1基本相同，主要的区别在于：本实施例中的飞灰与粉煤灰按8:2的比例进行均匀混合。

反应结束后，将反应釜自然冷却至室温，用滤纸将反应产物进行固液分离，分离的固体在60℃下烘干至恒重，供进一步分析。最后对原始飞灰、粉煤灰及水热产物进行重金属浸出毒性、重金属含量、重金属形态分布及水热液中重金属含量和ph进行分析，以评判水热稳定重金属效果，其最终水热固体产物以及水热液中重金属含量的测试如表5和表6所示，水热产物命名为f8c2。

实施例3

本实施例提供一种飞灰粉煤灰水热反应固液相产物协同处理的方法，其具体实施方式与实施例1基本相同，主要的区别在于：本实施例中的飞灰与粉煤灰按7:3的比例进行均匀混合。

反应结束后，将反应釜自然冷却至室温，用滤纸将反应产物进行固液分离，分离的固体在60℃下烘干至恒重，供进一步分析。最后对原始飞灰、粉煤灰及水热产物进行重金属浸出毒性、重金属含量、重金属形态分布及水热液中重金属含量和ph进行分析，以评判水热稳定重金属效果，其最终水热固体产物以及水热液中重金属含量的测试如表5和表6所示，水热产物命名为f7c3。

实施例4

本实施例提供一种飞灰粉煤灰水热反应固液相产物协同处理的方法，其具体实施方式与实施例1基本相同，主要的区别在于：本实施例中的飞灰与粉煤灰按6:4的比例进行均匀混合。

反应结束后，将反应釜自然冷却至室温，用滤纸将反应产物进行固液分离，分离的固体在60℃下烘干至恒重，供进一步分析。最后对原始飞灰、粉煤灰及水热产物进行重金属浸出毒性、重金属含量、重金属形态分布及水热液中重金属含量和ph进行分析，以评判水热稳定重金属效果，图3显示了经过本实施例处理后的水热固相产物扫面电镜图，可以看到其疏松的结构得到了有效的吸附，其最终水热固体产物以及水热液中重金属含量的测试如表5和表6所示，水热产物命名为f6c4，其重金属形态分布情况对比如图5所示。

实施例5

本实施例提供一种飞灰粉煤灰水热反应固液相产物协同处理的方法，其具体实施方式与实施例1基本相同，主要的区别在于：本实施例中的飞灰与粉煤灰按5:5的比例进行均匀混合。

反应结束后，将反应釜自然冷却至室温，用滤纸将反应产物进行固液分离，分离的固体在60℃下烘干至恒重，供进一步分析。最后对原始飞灰、粉煤灰及水热产物进行重金属浸出毒性、重金属含量、重金属形态分布及水热液中重金属含量和ph进行分析，以评判水热稳定重金属效果，其最终水热固体产物以及水热液中重金属含量的测试如表5和表6所示，水热产物命名为f5c5。

实施例6

本实施例提供一种飞灰粉煤灰水热反应固液相产物协同处理的方法，其具体实施方式与实施例1基本相同，主要的区别在于：本实施例中的飞灰与粉煤灰按4:6的比例进行均匀混合。

反应结束后，将反应釜自然冷却至室温，用滤纸将反应产物进行固液分离，分离的固体在60℃下烘干至恒重，供进一步分析。最后对原始飞灰、粉煤灰及水热产物进行重金属浸出毒性、重金属含量、重金属形态分布及水热液中重金属含量和ph进行分析，以评判水热稳定重金属效果，其最终水热固体产物以及水热液中重金属含量的测试如表5和表6所示，水热产物命名为f4c6。

表5、添加蒸氨溶液作为处理剂在36h、160℃时不同掺比水热反应固相产物重金属浸出浓度(mg/l)

表6、添加蒸氨溶液作为处理剂在36h、160℃时不同掺比水热反应液中重金属含量(mg/l)

通过将实施例1～6进行对比，首先从图4的xrd图谱可以看到，在各个飞灰和粉煤灰质量比例下的图谱具有明显a—硫酸钙(caso4)、c—方解石(caco3)、h—氯化钠(nacl)、m-莫来石、q—石英石(sio2)、hi—水钙铝硫石[ca3al2(sio4)3-x(oh)4x(x＝0.2～1.5)]、t—雪硅钙石[ca5si6(oh)2o16·4h2o]特征峰，这说明均产生了雪硅钙石等具有重金属吸附性能的沸石，因此能够有效将水热固相产物和水热液中的重金属有效的吸附；从表5中可以看到，各实施例所获得的水热固相产物均基本达到了生活垃圾填埋场污染控制标准，且f6c4和f5c5两种实施方式全部达标，其中f6c4的处理效果最佳，另外，从表6中可以看到，各实施例所获得的水热液中重金属含量得到了有效的控制。

实施例7

本实施例提供一种飞灰粉煤灰水热反应固液相产物协同处理的方法，其具体实施方式与实施例4基本相同，主要的区别在于：本实施例中的水热反应的时间为24h。

反应结束后，将反应釜自然冷却至室温，用滤纸将反应产物进行固液分离，分离的固体在60℃下烘干至恒重，供进一步分析。最后对原始飞灰、粉煤灰及水热产物进行重金属浸出毒性、重金属含量、重金属形态分布进行分析，以评判水热稳定重金属效果，最终水热产物命名为f6c4-24h，其重金属形态分布情况对比如图5所示。

实施例8

本实施例提供一种飞灰粉煤灰水热反应固液相产物协同处理的方法，其具体实施方式与实施例4基本相同，主要的区别在于：本实施例中的水热反应的时间为48h。

反应结束后，将反应釜自然冷却至室温，用滤纸将反应产物进行固液分离，分离的固体在60℃下烘干至恒重，供进一步分析。最后对原始飞灰、粉煤灰及水热产物进行重金属浸出毒性、重金属含量、重金属形态分布进行分析，以评判水热稳定重金属效果，最终水热产物命名为f6c4-48h，其重金属形态分布情况对比如图5所示。

实施例9

本实施例提供一种飞灰粉煤灰水热反应固液相产物协同处理的方法，其具体实施方式与实施例4基本相同，主要的区别在于：本实施例中的水热反应的时间为60h。

反应结束后，将反应釜自然冷却至室温，用滤纸将反应产物进行固液分离，分离的固体在60℃下烘干至恒重，供进一步分析。最后对原始飞灰、粉煤灰及水热产物进行重金属浸出毒性、重金属含量、重金属形态分布进行分析，以评判水热稳定重金属效果，最终水热产物命名为f6c4-60h，其重金属形态分布情况对比如图5所示。

本发明将实施例4与实施例7～9进行对比，从图5中可以看到，在160℃下水热反应24h即可使水热固相产物重金属浸出浓度满足生活垃圾填埋场污染控制标准，其中反应36h时得到的水热产物重金属浸出毒性下降明显可达到生活垃圾填埋场污染控制标准(gb16889-2008)中所要求的重金属浸出浓度，为最优条件。此时水热固相产物的重金属形态分布中最稳定态(残渣态)所占比例大大增加，很大程度上减少了重金属的不稳定态(弱酸可溶解态)组分，因此在保证反应效果的同时，缩短了水热反应时间也实现了资源的节约。

实施例10

本实施例提供一种飞灰粉煤灰水热反应固液相产物协同处理的方法，其具体实施方式与实施例4基本相同，主要的区别在于：本实施例中的ca：cb＝11：1。

反应结束后，将反应釜自然冷却至室温，用滤纸将反应产物进行固液分离，分离的固体在60℃下烘干至恒重，供进一步分析。最后对原始飞灰、粉煤灰及水热产物进行重金属浸出毒性、重金属含量、重金属形态分布进行分析，以评判水热稳定重金属效果，其最终水热固体产物以及水热液中重金属含量的测试如表7和表8所示，水热产物命名为f6c4①。

实施例11

本实施例提供一种飞灰粉煤灰水热反应固液相产物协同处理的方法，其具体实施方式与实施例4基本相同，主要的区别在于：本实施例中的ca：cb＝12：1。

反应结束后，将反应釜自然冷却至室温，用滤纸将反应产物进行固液分离，分离的固体在60℃下烘干至恒重，供进一步分析。最后对原始飞灰、粉煤灰及水热产物进行重金属浸出毒性、重金属含量、重金属形态分布进行分析，以评判水热稳定重金属效果，其最终水热固体产物以及水热液中重金属含量的测试如表7和表8所示，水热产物命名为f6c4②。

表7、添加蒸氨溶液作为处理剂在36h、160℃时不同ca/cb水热反应固相产物重金属浸出浓度(mg/l)

表8、添加蒸氨溶液作为处理剂在36h、160℃时不同ca/cb水热反应液中重金属含量(mg/l)

对比例1

本对比例提供一种飞灰粉煤灰水热反应固液相产物协同处理的方法，其具体实施方式与实施例4基本相同，主要的区别在于：本实施例中的ca：cb＝5：1。

反应结束后，将反应釜自然冷却至室温，用滤纸将反应产物进行固液分离，分离的固体在60℃下烘干至恒重，供进一步分析。最后对原始飞灰、粉煤灰及水热产物进行重金属浸出毒性、重金属含量、重金属形态分布及水热液中重金属含量和ph进行分析，以评判水热稳定重金属效果，其最终水热固体产物以及水热液中重金属含量的测试如表9和表10所示。

表9、ca/cb＝5：1时的水热反应固相产物中重金属浓度(mg/l)

表10、ca/cb＝5：1时的水热液中重金属浓度(mg/l)

通过将本发明的实施例4、实施例10和实施例11与对比例1进行对比，可以看到，对比例1的实施方式所获得的水热反应固相产物和水热液中的重金属含量均偏高，这说明ca：cb超出本发明的范围将无法维持反应体系一个合适的氢氧根含量，从而影响到沸石的生成以及重金属的吸附。

对比例2

本对比例提供一种飞灰粉煤灰水热反应固液相产物协同处理的方法，其具体实施方式与实施例4基本相同，主要的区别在于：本对比例中的处理剂采用0.5mol/l氢氧化钠。

反应结束后，将反应釜自然冷却至室温，用滤纸将反应产物进行固液分离，分离的固体在60℃下烘干至恒重，供进一步分析。最后对原始飞灰、粉煤灰及水热产物进行重金属浸出毒性、重金属含量、重金属形态分布及水热液中重金属含量和ph进行分析，以评判水热稳定重金属效果，图6显示了经过对比例处理后的水热固相产物扫面电镜图，可以看到其成块的结构并未得到有效的吸附，其最终水热固体产物以及水热液中重金属含量的测试如表11和表12所示。

表11、添加氢氧化钠作为处理剂在36h、160℃时水热固相产物中重金属含量(mg/l)

表12、添加氢氧化钠作为处理剂在36h、160℃时水热液中重金属含量(mg/l)

对比例3

本对比例提供一种飞灰粉煤灰水热反应固液相产物协同处理的方法，其具体实施方式与实施例4基本相同，主要的区别在于：本对比例中的处理剂采用氨水。

反应结束后，将反应釜自然冷却至室温，用滤纸将反应产物进行固液分离，分离的固体在60℃下烘干至恒重，供进一步分析。最后对原始飞灰、粉煤灰及水热产物进行重金属浸出毒性、重金属含量、重金属形态分布及水热液中重金属含量和ph进行分析，以评判水热稳定重金属效果，图7显示了经过对比例处理后的水热固相产物扫面电镜图，可以看到其成块的结构并未得到有效的吸附，其最终水热固体产物以及水热液中重金属含量的测试如表13和表14所示。

表13、添加氨水作为处理剂在36h、160℃时水热固相产物和水热液中重金属含量(mg/l)

表14、添加氨水作为处理剂在36h、160℃时水热液中重金属含量(mg/l)

通过将对比例2与实施例4进行对比可以看到，如表10所示，当氢氧化钠作为处理剂进行循环水热处理时，水热固相产物中各重金属元素的浓度会大幅增加，另外水热液中的zn和pb含量也远高于实施例4的f6c4，因此这也是传统水热法使用氢氧化钠作为处理剂的缺陷。通过将对比例3与实施例4进行对比可以看到，如表11所示，当氨水作为处理剂进行循环水热处理时，对于水热固相产物以及液相产物其中各项重金属含量几乎并未得到有效降低，因此不具有可处理性。

在上文中结合具体的示例性实施例详细描述了本发明。但是，应当理解，可在不脱离由所附权利要求限定的本发明的范围的情况下进行各种修改和变型。详细的描述和附图应仅被认为是说明性的，而不是限制性的，如果存在任何这样的修改和变型，那么它们都将落入在此描述的本发明的范围内。此外，背景技术旨在为了说明本技术的研发现状和意义，并不旨在限制本发明或本申请和本发明的应用领域。

更具体地，尽管在此已经描述了本发明的示例性实施例，但是本发明并不局限于这些实施例，而是包括本领域技术人员根据前面的详细描述可认识到的经过修改、省略、例如各个实施例之间的组合、适应性改变和/或替换的任何和全部实施例。权利要求中的限定可根据权利要求中使用的语言而进行广泛的解释，且不限于在前述详细描述中或在实施该申请期间描述的示例，这些示例应被认为是非排他性的。在任何方法或过程权利要求中列举的任何步骤可以以任何顺序执行并且不限于权利要求中提出的顺序。因此，本发明的范围应当仅由所附权利要求及其合法等同物来确定，而不是由上文给出的说明和示例来确定。