徐 倩,邱 磊,林登銓,晏超群,程治良

(1.重慶理工大學 化學化工學院, 重慶 400054;2.重慶科技發(fā)展戰(zhàn)略研究院, 重慶 401123;3.福建金閩再造煙葉發(fā)展有限公司, 福州 350600)

隨著社會的快速發(fā)展,越來越多的環(huán)境問題也應運而生,而由粉塵顆粒造成的空氣污染就是其中之一[1-3]。煤炭、石油等化石能源燃燒,作為我國能源主要來源,其危害是引起霧霾。霧霾的主要成分有酸性氣體SO2、NOx以及顆粒物(particulatematter,PM)[2,4-6],其中顆粒物是加重霧霾天氣污染的罪魁禍首。根據(jù)其直徑的不同,可分為塵粒、粉塵以及亞微粉塵。顆粒物直徑大于75 μm為塵粒,而直徑為1～75 μm的顆粒稱之為粉塵,粉塵中包含可入肺顆粒物PM2.5(≤ 2.5 μm)和可吸入顆粒物PM10(≤10 μm),其對身體造成的危害極大[7-10]。

因此研究如何有效防治霧霾并且去除粉塵顆粒污染物,對當前顆粒物污染治理具有重要影響。目前傳統(tǒng)的除塵技術主要有靜電除塵、旋風分離器除塵、布袋除塵以及重力除塵器除塵等[11]。針對傳統(tǒng)除塵設備去除細顆粒物效果較差,學者研發(fā)了細顆粒物預團聚及去除技術以及濕法除塵技術等[12-13]。預團聚技術通過物理或化學作用將細顆粒物進行預處理,使細顆粒物團聚,然后由現(xiàn)有污染物控制設備加以清除,這類除塵技術往往工藝較為繁瑣,處理成本較高[12]。作為現(xiàn)階段的主要除塵手段,濕法除塵技術主要是在除塵裝置處安裝濕法煙氣脫硫系統(tǒng),該法有除塵效果良好、處理成本低廉、同時脫硫等優(yōu)點[11]。然而傳統(tǒng)的濕法除塵設備[14-15]如洗滌塔、填料塔等常規(guī)的重力設備都具有相間作用力較弱、相間質量傳遞、重力場作用弱等方面的問題[16]。

本課題組研發(fā)了一種在液體射流場和氣體旋流超重力場中來強化氣液傳質的設備——水力噴射空氣旋流器(water-sparged aerocyclone,WSA)[17],相對于傳統(tǒng)旋風旋流器的不同之處在于 WSA在圓柱主體部分外設置了夾套,液相進入夾套后,經(jīng)過WSA主體上的小孔分成多束射流進入筒體內,射流通過在旋流器內部三維氣相旋流場作用下產(chǎn)生射—旋流耦合作用,從而使其產(chǎn)生射流霧化現(xiàn)象。并且產(chǎn)生的液滴在旋流場離心力作用下向壁面運動,形成超重力傳質效果。兩相流體混合物向下繼續(xù)旋轉運動,最后在旋流器下段分離空間內,進而實現(xiàn)氣液分離,并且與傳統(tǒng)常規(guī)氣液設備相比,能將氣液相間傳質速率提高1～3個數(shù)量級[18],此外WSA還具備構造簡單、沒有內部組件、難以產(chǎn)生污垢以及不堵塞等優(yōu)點[19-20]。將WSA應用于粉塵的捕獲去除,利用WSA的強化氣液傳質性能,通過射流霧化的霧滴潤濕、粘附和卷吸作用,可大幅提升粉塵細顆粒物的去除效率[21]。針對煤電廠煤塵的易燃、易爆、顆粒細小等特性,本工作選用WSA濕法除塵,預計可捕捉粒徑<10 μm的細小煤塵,除塵率高;WSA構造非常簡易,初期投入相當少(相較電除塵器),占地面積非常小,運行成本低且修理便利。本研究采用WSA對燃煤電廠粉煤灰進行捕集去除,考察了粉塵初始濃度(c0)、進口氣速(ug)、射流流速(uL)等操作參數(shù)對WSA除塵率的影響規(guī)律,并研究了捕集去除前后粉煤灰粒徑分布、化學成分形貌以及金屬含量的變化規(guī)律。

1 實驗材料和方法

1.1 實驗材料

實驗所采用粉煤灰樣品取自重慶市合川某燃煤電廠,將粉煤灰樣品進行預處理。首先,將樣品放入110 ℃的烘箱干燥處理12 h以上,隨后將其取出放入干燥器中冷卻并恒溫儲存?zhèn)溆?。?為處理完成的粉煤灰的粒徑分布。由表1可知樣品顆粒的中位徑為13.19 μm,其中PM2.5的含量約占17.18%,樣品顆粒中PM10的含量約占41.35%。

表1 實驗用粉煤灰的粒徑分布表

1.2 實驗裝置

參照前期實驗研究優(yōu)化結果[15],正方形排列方式為本實驗采用的WSA噴孔的最優(yōu)設置形式,孔徑為 2 mm,每層均勻排布噴孔16個,共6層,噴孔間距為15.6 mm,而側壁開孔區(qū)長度占中心排氣管長度的3/4以上,WSA其他尺寸詳細參見我們前期工作[11,22]。風機、轉子流量計、WSA、文丘里管、貯液槽、氣液分離器、粉塵采樣器、循環(huán)液泵以及粉塵發(fā)生器等組成整個WSA濕法除塵實驗裝置,其流程如圖1所示。實驗過程中的含塵氣體的形成過程:在粉塵發(fā)生器中加入定量前期處理干燥儲備的粉煤灰樣品[11],用一小型風機向粉塵發(fā)生器底部進氣口通入空氣,并使用氣體流量計調節(jié)空氣流量。通過調節(jié)空氣的流速,讓粉塵發(fā)生器中的粉煤灰呈現(xiàn)不間斷的湍動的均勻分布狀態(tài),并持續(xù)不斷地被粉塵發(fā)生器頂部的文丘里管的吸力吸入,最后與主干路氣流匯合形成混合均勻的含塵氣體。

1.3 實驗過程與方法

首先將50 g研磨充分并干燥的實驗用粉煤灰加入自制粉塵發(fā)生器中,并且關閉粉塵發(fā)生器進出口閥門。隨后向貯液槽加入5.5 L干凈的自來水,接著開啟氣泵和循環(huán)液泵,將ug和uL控制在恒定的預設值,同時調節(jié)WSA主筒體的底部閥門,使液相在主筒體底部形成一定高度的液封,以確保脫塵氣體主要由中心排氣管排出。實驗開始前須將實驗設備穩(wěn)定運行10 min,隨后打開粉塵發(fā)生器進出口閥并開始計時,采用型號為THF-30S的雙路粉塵采樣器捕集測定WSA尾氣流中粉塵濃度。本實驗操作方式采用間歇式,單次捕集實驗時間控制為8 min,每次實驗至少平行進行3次,結果為多次實驗的平均值。采用電子天平(0.000 01 g)稱量捕集粉塵前后濾膜質量之差除以氣體采樣體積計算粉塵濃度,濾膜稱量前應采取40 ℃低溫烘干。影響WSA除塵效率的關鍵因素為塵粒與液滴之間的相對速度、塵粒質量、液滴的尺寸和形狀等。其次,由于塵粒大小的不同[19],塵粒的截留作用與布朗擴散也會影響除塵效果。因此,針對WSA設備特性,本研究主要探究了粉塵初始濃度、液相射流流速、進口氣速對除塵效率的影響規(guī)律。

1.氣泵;2.閥門;3.轉子流量計;4.文丘里管;5.流化床式粉塵發(fā)生器;6.WSA;7.貯液槽;8.循環(huán)液泵;9.擋板式氣液分離器;10.濾膜式粉塵采樣盒;11.粉塵采樣器

1.4 粉塵的表征

捕集前后粉塵樣品的顆粒直徑采用激光粒度分布儀進行測定(Bettersize2000,中國丹東百特科技有限公司),采用日立S4800掃描電子顯微鏡(SEM,JSM-6460LV,日本)對WSA濕法捕集前后粉塵樣品的微觀形貌進行觀察,采用電感耦合等離子發(fā)射光譜儀(ICP-OES,Agilent 700,美國)對粉塵中的Cr、As、Pb、Hg等重金屬元素含量進行精確測定。

1.5 總除塵率的計算

除塵設備性能優(yōu)劣主要由除塵率來檢驗,同時也是檢驗除塵儀器的重要技術指標[23]。本工作通過測量進入WSA的粉塵總質量以及逃逸出的粉塵總質量來計算WSA的去除率。

(1)

式中:R為總除塵率,%;min為經(jīng)過粉塵發(fā)生器進入WAS的粉塵總質量,g;mout為經(jīng)過尾氣裝置逃逸出的粉塵總質量,g。

min與mout的計算式為:

min=m0-m1

(2)

(3)

式中:m0為初始粉塵質量,g;m1為實驗儀器中剩余粉塵質量,g。實驗過程中,在出口閥處采集的粉塵質量為m2,g;在出口閥處采集的氣體總體積為Vi,m3;通入實驗裝置的氣體總體積為Vtotal,m3。

2 實驗結果與討論

2.1 粉塵初始濃度c0對除塵率的影響

實驗控制進口氣速為13.17 m/s、射流流速為1.66 m/s,研究考查粉塵初始濃度c0對去除率的影響。根據(jù)燃煤電廠實際尾氣排放粉塵濃度值[24]以及前期研究結果[11,21],設定c0分別為1 356.80、1 705.47、2 584.00、5 061.50、11 802.25 mg/m3,WSA進出口壓降控制在1.26～1.30 kPa。圖2為不同c0對除塵率影響實驗結果。c0由1 356.80 mg/m3增大到1 705.47 mg/m3時,WSA濕法捕集除塵率卻從99.11%降低至98.83%,繼續(xù)增大c0到5 061.50 mg/m3,粉塵去除率又增大至99.35%,但繼續(xù)增大c0至11 802.25 mg/m3,除塵率并沒有明顯變化。出現(xiàn)這種規(guī)律的原因是當增大c0到一定值時[25-26],在恒定的液相射流流速下,過高的粉塵濃度導致局部液相中的顆粒物濃度過高,顆粒物與霧化的液相射流液滴接觸面積減少,使得WSA系統(tǒng)捕集脫除效果下降。此時,繼續(xù)增加粉塵初始濃度,粉塵去除率也并不會明顯增加,甚至出現(xiàn)降低。適當?shù)姆蹓m濃度存在于氣液兩相流中,可以有效增加氣液接觸面積,從而保持一個較高的去除率[27]。

圖2 粉塵初始濃度c0對粉塵去除率R的影響曲線

2.2 進口氣速ug對除塵率的影響

將粉塵初始濃度控制在4 970～5 097 mg/m3、液相射流速為1.47 m/s。研究進口氣速ug對除塵率的影響,實驗時調節(jié)ug分別為6.58、8.20、9.88、11.52、13.17、14.81 m/s,實驗結果如圖3所示。由圖3可知,隨著進口氣速由6.58 m/s增至14.81 m/s時,WSA捕集粉塵顆粒物的除塵率由97.9%持續(xù)增大到99.40%。但進口氣速從6.58 m/s增大到9.88 m/s后相較于9.88 m/s到14.81 m/s這一過程增幅更大。根據(jù)前期研究顯示,進口氣速增加,WSA的氣液傳質效率并非線性增大,而是存在一個較優(yōu)峰值;WSA中液相射流流型隨著進口氣速的增大,射流柱與旋流氣體會產(chǎn)生劇烈作用,漸漸出現(xiàn)膨脹、擴大、破裂,甚至霧化,并依次出現(xiàn)變形旋線射流、破碎旋線射流、霧化旋線射流,這一系列變化也會逐漸增大氣液傳質面積[21]。同時,氣相中的粉塵與液相霧滴的碰撞概率也隨氣液傳質作用面積的增大而提高,起到增加液體捕集及粉塵預團聚的作用[14]。然而過大的進口氣速,一方面會導致液相射流發(fā)生貼壁霧化,降低氣液兩相耦合作用區(qū)域以及氣液作用面積,使得粉塵去除率降低[17];另一方面,會導致粉塵的停留時間縮短,這也造成除塵率降低。

圖3 進口氣速ug對粉塵去除率R的影響曲線

由圖4可知,進口氣速ug也會顯著影響氣相壓降。壓力損失過大會導致除塵設備的除塵率不高,同時操作壓力過大會提高對設備的要求,能耗也會增加,因此氣相壓降應保持在合適的范圍[28]。在實驗初始階段,進口氣速由6.58 m/s增大至8.23 m/s,氣相壓降從0.21 kPa快速增大至0.89 kPa,粉塵的去除率也迅速提高,這可能是由于發(fā)生了射流霧化現(xiàn)象[29-30]。隨著進口氣速的增大,氣相壓降也隨之繼續(xù)緩慢增大,這就導致設備的抗壓要求和能耗也相應提高,因此有必要將進口氣速控制在一個合適的區(qū)間,在保證較大的粉煤灰去除率的同時保持設備的較低運行成本。

圖4 進口氣速ug對氣相壓降Δp的影響直方圖

2.3 液相射流速uL對除塵率的影響

濕法除塵過程中射流霧化程度以及液氣比會受到液相射流流速uL的影響,因此uL的變化也會影響粉塵去除率。將進口氣速ug控制為13.17 m/s、粉塵初始濃度c0保持在5 028～5 097 mg/m3,來研究液uL對除塵率的影響。如圖5所示, WSA中的總除塵率R隨著uL由1.11 m/s增大到1.85 m/s,由99.10%持續(xù)增大到99.30%。即粉塵的去除率符合隨uL的增大而緩慢增大的規(guī)律。呈現(xiàn)這種規(guī)律的主要原因是射流柱強度和射流慣性力隨著液相射流流速uL的增大而增大,進而使得射流柱的穿透深度得到加強。同時,液體與粉塵的碰撞概率也隨之增大,進而增強氣液兩相的耦合作用。氣液傳質作用面積會隨著液相射流霧化程度提升而以進一步提高,這一現(xiàn)象也有利于氣相中的細顆粒物被捕集進入液相[28]。另外,當進口氣速一定時,液氣比會隨著uL的增大而增大,表明單位體積內的霧化液滴密度增大,更多的液滴與氣相中的細顆粒物作用,進而提升了除塵率。

圖5 射流流速uL對粉塵去除率R的影響規(guī)律

2.4 捕集前后粉塵粒徑及形貌變化規(guī)律

對WSA尾氣中捕集的粉煤灰顆粒物的粒徑進行測定,具體結果如表2所示。對比表1和2可知,未經(jīng)WSA處理的粉塵,顆粒物粒徑主要分布在0.02～100 μm,粉煤灰中粒徑小于2.5 μm的細顆粒物(PM2.5)含量為17.18%,粒徑超過10 μm的顆粒物(PM10)占41.35%,粒徑分布范圍較廣,粒徑較大的顆粒物含量較多。經(jīng)濕法捕集處理后的水力噴射空氣旋流器尾氣中的粉塵,粒徑主要分布范圍為0.02～1.80 μm,這表明水力噴射空氣旋流器對于粒徑大于1.8 μm的粉煤灰顆粒物捕集去除效果較好,去除率可達100%;對實驗樣品中的粉塵顆粒中的PM2.5的綜合去除率可達到87.50%。同時利用掃描電子顯微鏡觀測捕集處理前后的粉煤灰微觀形貌,結果如圖6所示。其中圖6(a)和圖6(b)分別是捕集前以及尾氣中的粉煤灰形貌SEM圖。從圖6(a)可以觀測出,處理前的粉煤灰顆粒大小不均,表面粗糙,顆粒分布較為分散,存在許多直徑較大的顆粒物。而經(jīng)WSA濕法處理后的粉煤灰,顆粒較小,顆粒平滑均勻且分布較為聚集(圖6(b)),結果表明WSA對粉煤灰中較大顆粒物去除效果良好。

表2 濕法捕集后WSA尾氣中粉煤灰粒徑分布及不同粒徑粉煤灰去除率

圖6 WSA濕法捕集前(a)和尾氣中(b)粉煤灰 微粒SEM圖

2.5 捕集前后粉煤灰金屬元素變化規(guī)律

實驗對象為燃煤電廠粉煤灰,化學成分主要為多種氧化物、黏土、碳酸鹽,硫酸鹽等[3],大量的金屬元素存在于粉煤灰顆粒物中,甚至含有有害重金屬元素。表3為WSA濕法捕集前后粉煤灰顆粒物中主要金屬元素測定結果對比。與捕集前粉煤灰中金屬元素對比,實驗后得到的粉煤灰中,致癌重金屬Pb、Cr、As、Hg等的含量在處理后有所增加,其主要是因尾氣中的顆粒物粒徑更小(見表2),具有更大的比表面積,同時具備更高的表面活性和吸附能力,更多的重金屬能夠在其表面被吸附[22]所致。WSA設備的濕法捕集除塵率可達99%以上,因此金屬元素去除率平均達96.90%,Pb、Cr、As、Hg四種有毒重金屬平均去除率達98.85%,本工作可有效降低粉塵重金屬毒性風險。

表3 WSA濕法捕集前后粉塵中金屬元素變化規(guī)律

3 結論

1) WSA的濕法除塵率隨粉塵初始濃度、進口氣速、液相射流流速的增大均呈現(xiàn)先較大幅度增大、后保持不變或增幅較小的規(guī)律,存在較優(yōu)數(shù)值,且進口氣速的增大也會使得氣相壓降顯著升高,導致能耗增加;

2) 本實驗的粉煤灰顆粒粒徑主要分布在0.02～100 μm,其中位徑為13.19 μm,約17.18%為PM2.5, 約43.15%為PM10。 經(jīng)WSA濕法捕集處理后,粉塵顆粒物粒徑大于1.8 μm的能夠完全被去除,粒徑在0.02～1.8 μm區(qū)間的細顆粒物的平均去除率為87.50%。捕集前粉煤灰顆粒物呈表面粗糙的球狀和不規(guī)則狀,而捕集后粉煤灰顆粒呈規(guī)則的球狀。

3) 粉煤灰中含有Pb、Cr、As、Hg等致癌性重金屬,其中Cr含量高達558.72 mg/kg,經(jīng)過WSA濕法捕集處理后,樣品粉煤灰中重金屬平均去除率達98%以上。該設備在工程應用上具有除塵效率高、構造簡單、投入較少、運轉平穩(wěn)和維修便利等一系列優(yōu)勢。