2017, Vol. 33
PM2.5严重影响大气环境, 是我国大中城市频繁出现雾霾天气的主要原因, 给居民生活、生产和身体健康带来威胁[1-2].对PM2.5的排放进行控制势在必行[3], 燃烧源PM2.5脱除技术应运而生[4-10].声凝并脱除技术是一种重要的PM2.5排放控制措施.然而, 声凝并机制单独作用对于粒径细微的PM2.5脱除效率有限, 并且对于特定粒径分布的PM2.5, 要提高声凝并效果, 最直接的方法是改变声场条件, 如提高声压级、延长停留时间和调节频率[11].需要注意的是, 提高声压级将使得能耗快速增加, 延长声场作用时间对声凝并的作用效果有限, 声场频率的调节范围受到声源条件的限制[12-16].为了在低能耗下有效提高声凝并效果, 一些学者开展了声凝并与其他机制联合作用下PM2.5脱除技术的研究, 先后发展出声场与电场[17-18]、声场与外加颗粒[19-23]、声场与蒸汽[24-28]、声场与湍流射流[29-30]以及声场与离心力[31]联合作用下PM2.5凝并脱除技术.本文将对联合作用下PM2.5脱除技术的研究现状进行全面总结, 指出这些技术存在的问题, 进而对今后声凝并与其他机制联合作用下PM2.5脱除技术的研究重点和方向进行展望.
1 声凝并与其他机制联合作用下PM2.5脱除技术研究现状 1.1 声场与电场联合作用图 1给出了管式凝并室内声场与电场联合作用下颗粒凝并示意图, 电晕极置于管中心, 声场沿管轴线方向传播.未施加电场时, 随着声凝并的进行和颗粒团聚体的形成, 颗粒数目浓度降低, 颗粒间距增大, 颗粒间相互作用减弱.引入电场后, 颗粒在电场力的作用下向集尘极运动, 进一步发生凝并; 同时, 颗粒声凝并而形成的团聚体表面积更大, 更易于荷电, 饱和荷电量也更大, 更有利于在电场力作用下向集尘极运动而被捕集.
|
图 1 声场与电场联合作用下颗粒凝并示意图[18] Fig.1 Schematic of particle agglomeration under the combined effect of acoustic field and electric field |
1992年, Magill等[17]利用21 kHz的驻波声场与60 kV的电场联合作用对数目浓度峰值粒径为0.8 μm的甘油气溶胶进行凝并实验, 结果显示, 联合作用下颗粒数目浓度由2.5×105 cm-3降至1.6×104 cm-3; 而声场单独作用时, 仅降至1.6×105 cm-3.2015年, Chen等[18]利用声压级为130~148 dB、频率为0.8~2.4 kHz的行波声场与8~12 kV的电场联合作用脱除燃煤PM2.5, 结果表明, 声压级为130 dB、频率为0.8 kHz、电压为12 kV时, PM2.5脱除效率可达90%;在电压一定时, 存在使PM2.5脱除效率最大的最佳声压级和频率, 并且随着电压的增加, 最佳声压级下降, 最佳频率上升; 延长停留时间有利于联合作用下PM2.5的脱除, 但当PM2.5初始颗粒数目浓度高时, 停留时间不宜过长.
静电除尘器因除尘效率高、适应范围广、使用方便、无二次污染等优点, 在电力行业除尘领域占据主流地位, 然而在PM2.5排放控制上静电除尘器面临严峻的挑战.对声场与电场的联合作用下PM2.5凝并脱除技术进行研究, 深层次解析声场和电场的耦合机制, 探求声场和电场的参数配置对能耗和PM2.5凝并脱除效率的影响, 对于燃烧源PM2.5的低成本、高效脱除具有重要意义.
1.2 声场与外加颗粒联合作用颗粒在声场中的夹带运动是声凝并发生的重要基础和前提, 粒径小、惯性小的颗粒被完全夹带, 而粒径大、惯性大的颗粒几乎不被夹带, 不同粒径的颗粒间产生相对运动, 从而发生碰撞凝并.基于这一原理, 若添加粒径较大的颗粒, 则有望起到增强颗粒碰撞几率, 进而提高颗粒凝并效果的作用.
1993年, Hoffmann等[19]为实现高温烟气中细颗粒与SO2的协同脱除, 使用声压级为160 dB、频率为44 Hz的声场对喷有石灰石颗粒(平均粒径为88 μm)的高温烟气(烟温为550 ℃, 含飞灰平均粒径为5 μm)进行预处理, 发现添加石灰石颗粒能够提高飞灰的声凝并效果.2007年, 赵兵等[20]采用粒径为15 μm、密度为1 100 kg·m-3的聚甲基丙烯酸甲酯(PMMA)颗粒作为外加颗粒进行了燃煤PM2.5声凝并脱除实验, 发现联合作用下PM2.5颗粒数目脱除效率最高达到82%, 比声场单独作用时提高了12%.2009年, 陈厚涛等[21]进行了驻波声场与雾化水滴(平均粒径为22.1 μm、数目浓度约为2×104 cm-3)联合作用下燃煤PM2.5声凝并实验研究, 发现在声压级为158.5 dB时, 颗粒数目脱除效率可达68.1%, 比声场单独作用时提高了21%.2011年, Wang等[22]通过实验研究发现添加石灰石颗粒(体积平均粒径为144.926 μm)后, 在行波声场(声压级为145 dB、频率为1.4 kHz)中燃煤飞灰(取自静电除尘器, 数目浓度峰值粒径为2 μm)的颗粒数目脱除效率为51.58%, 比声场单独作用时提高了17.21%, 且外加颗粒的作用效果与添加量有关.2014年, 颜金培等[23]对2 kHz的驻波声场和润湿剂溶液滴(粒径约为20 μm、数目浓度约为2×103 cm-3)联合作用下燃煤PM2.5的凝并脱除进行实验研究, 当声压级为130 dB时, 声场与溶液滴联合作用下PM2.5的脱除效率比声场单独作用时提高了20%以上.
添加粒径较大的颗粒能够增强声凝并效果, 但是不同类型的颗粒作用效果不同, 同一类型颗粒的作用效果受到粒径和添加量的影响.表 1对已有研究中外加颗粒的类型和优缺点进行了总结.
|
表 1 不同类型外加颗粒及其优缺点 Table 1 Different types of additional particles and their advantages and disadvantages |
在蒸汽含量高的含湿气氛中, 颗粒之间存在液桥力.作为短程作用力, 液桥力的数量级远大于范德华力和静电力, 是颗粒发生碰撞后凝并形成颗粒团聚体的原因.在液桥力作用下, 颗粒团聚体更加结实, 不易破碎, 而且团聚体之间还能继续相互架桥形成更大的团聚体[32].液桥力作用下颗粒的凝并过程如图 2所示.此外, 当蒸汽含量达到饱和含湿量时, 通过降低烟气温度, 促使蒸汽在颗粒表面发生异质核化凝结, 能够使PM2.5在数秒时间内成长为粒径较大的含尘液滴, 起到增大颗粒粒径的作用[33-39], 从而提高声凝并效果.图 3为蒸汽在颗粒表面的凝结过程.基于以上两方面原因, 声场与蒸汽联合作用脱除PM2.5的研究受到关注.
|
图 2 液桥力作用下颗粒的凝并过程[32] Fig.2 Process of particle agglomeration under the effect of liquid bridge force |
|
图 3 蒸汽在颗粒表面的凝结过程 Fig.3 Process of vapor condensation on the particle surface |
2000年, de Sarabia等[24]采用声压级为150 dB、频率为20 kHz的驻波声场控制柴油机尾气中的亚微米颗粒(0.02~0.7 μm), 发现增湿后亚微米颗粒的脱除效率提高, 在声波频率分别为10 kHz和20 kHz条件下, 6%的相对湿度就能使颗粒排放量降低分别降低8%和56%.2011年, 杨振楠等[25]对燃煤飞灰在驻波声场(声压级为120 dB、频率为1 416 Hz)中的凝并脱除进行实验研究, 结果发现:当相对湿度为20%~60%时, 颗粒的质量脱除效率随相对湿度的增加先增大后减小; 当相对湿度为42%时, 质量脱除效率最高, 为28%.2014年, 贾肖宁等[40]提出利用声场与汽车水箱中多余蒸汽联合作用脱除汽车尾气中的颗粒的设计方案, 并结合已有文献中的实验数据对该设计方案的作用效果进行预测, 预计结果为该方案对汽车尾气中PM2.5的清除效率可达50%以上.2015年, 马德刚等[41]的实验研究也表明, 声场与蒸汽联合作用能够有效提高燃煤PM2.5的凝并脱除效率, 在蒸汽含量达到饱和的条件下, 声压级为134 dB时PM2.5的质量脱除效率可达40%以上.但是, 杨振楠等[25]与马德刚等[41]的实验结果均显示, 蒸汽的添加量存在最佳值, 当超过最佳值时, 颗粒的质量脱除效率反而下降.杨振楠等[25]认为这是由于添加蒸汽达到一定量时, 颗粒间已相互紧贴, 无法再继续靠近, 此时如果继续添加蒸汽, 液桥力的作用效果不变, 范德华力则表现为斥力, 从而颗粒团聚体易发生破碎.在声场与过饱和蒸汽联合作用方面, 颜金培等[26-28]的研究发现, 150 dB的声场单独作用下, PM2.5的分级脱除效率为10%~23%;与蒸汽联合作用下, 饱和度为1.2时, 由于蒸汽在PM2.5表面发生蒸汽相变凝结, 形成粒径较大的含尘液滴, 促进了声凝并的进行, PM2.5分级脱除效率达到53%~80%.可见, 声场与过饱和蒸汽联合作用下PM2.5的脱除效果远优于声场与未饱和蒸汽联合作用的效果.
目前, 我国燃煤锅炉普遍安装有湿法脱硫系统.由于湿法脱硫装置出口烟气为接近饱和状态的高湿烟气, 给利用声场与蒸汽相变联合作用预处理技术脱除PM2.5创造了有利条件.因此, 声场与蒸汽相变联合作用脱除PM2.5具有良好的应用前景.然而, 声场和蒸汽相变之间的耦合机制还未完全明确, 且缺乏在热态条件下的研究.
1.4 声场与湍流射流联合作用在声凝并室内引入湍流后, 流场的扰动程度得到加强, 进一步促进颗粒间的相对运动, 从而提高颗粒间的碰撞和凝并的几率.图 4给出了声场与湍流射流联合作用下颗粒凝并示意图.
|
图 4 声场与湍流射流联合作用下颗粒凝并示意图 Fig.4 Schematic of particle agglomeration under the combined effect of acoustic field and turbulent jet flow |
Sun等[29]对驻波声场(声压级为100~130 dB、频率为0.28~3.5 kHz)和气体射流(射流速度为14~28 m·s-1、射流角度为40°~140°)联合作用下燃煤飞灰的凝并进行实验研究, 结果显示, 颗粒质量脱除效率随射流速度及射流角度的增加均呈现先增大后减小的趋势, 射流速度为22.5 m·s-1、射流角度为90°时脱除效率最高; 与声波单独作用时相比, 联合作用下颗粒脱除效率可提高4%~20%.Guo等[30]对驻波声场和气固射流联合作用下燃煤飞灰的凝并脱除进行实验研究, 与气体射流相比, 气固射流除在声凝并室中引入湍流外, 还喷入了固体颗粒, 可进一步提高颗粒凝并效果, 结果显示, 联合作用下质量脱除效率可达到45.4%.
声场与湍流射流的联合作用虽然能提高脱除效果, 脱除效率相对较低, 而且由于湍流自身的复杂性, 难以建立完整的理论模型解释, 将限制声场与湍流射流联合作用在工程实际中的应用.
1.5 声场与离心力联合作用图 5给出了声场与离心力联合作用下颗粒凝并示意图.声凝并后形成的颗粒团聚体在旋风除尘器的离心力作用下, 被抛向器壁而与气流分离, 再沿壁面落至锥底的排灰口.声凝并后颗粒的粒径变大, 而离心力对大颗粒的作用效果明显, 基于这一原理, 两者的联合作用可提高颗粒的脱除效果.
|
图 5 声场与离心力联合作用下颗粒凝并示意图 Fig.5 Schematic of particle agglomeration under the combined effect of acoustic field and centrifugal force |
2014年, Vekteris等[31]在旋风除尘器内施加声场(130~170 dB), 研究了声场与离心力联合作用下石英砂颗粒(＜20 μm)脱除情况, 结果显示, 联合作用下颗粒脱除效率可达到97.5%.考虑到旋风除尘器目前主要用于工业炉窑烟气除尘、工厂通风除尘、工业气力输送系统气固两相分离与物料回收等, 在这些场合采用声场和离心力联合作用可以提高除尘效率和物料分离回收率, 但是在燃烧源PM2.5排放控制上的应用价值不大.
2 结论为了寻求低成本、高效的PM2.5脱除技术, 近年来一些学者在基于声凝并的PM2.5脱除技术上开展了广泛的工作, 提出了声场与电场、声场与外加颗粒、声场与蒸汽、声场与湍流射流、声场与离心力联合作用下PM2.5凝并脱除技术, 但相关研究均处于起步阶段.对比显示, 这些联合作用技术中声场与电场、声场与外加颗粒、声场与过饱和蒸汽联合作用具有较好的应用潜力, 建议对这些技术开展系统深入的研究, 以揭示PM2.5在联合作用下运动、相互作用、碰撞直至发生凝并过程中的细节信息, 挖掘联合作用下PM2.5凝并的深层次机理, 借助计算机数值模拟技术, 结合实验研究, 提出联合作用下PM2.5凝并脱除效果优化的具体技术措施, 从而为切合实际的低成本、高效的燃烧源PM2.5脱除技术的开发提供理论依据.
| [1] |
WANG T J, JIANG F, DENG J J, et al. Urban air quality and regional haze weather forecast for Yangtze River Delta region[J]. Atmospheric Environment, 2012, 58: 70-83. DOI:10.1016/j.atmosenv.2012.01.014 |
| [2] |
PUI D Y H, CHEN S C, ZUO Z L. PM2.5 in China:Measurements, sources, visibility and health effects, and mitigation[J]. Particuology, 2014, 13: 1-26. DOI:10.1016/j.partic.2013.11.001 |
| [3] |
EHRLICH C, NOLL G, KALKOFF W D, et al. PM10, PM2.5 and PM1.0-Emissions from industrial plants-results from measurement programmes in Germany[J]. Atmospheric Environment, 2007, 41: 6236-6254. DOI:10.1016/j.atmosenv.2007.03.059 |
| [4] |
PEUKERT W, WADENPOHL C. Industrial separation of fine particles with difficult dust properties[J]. Powder Technology, 2001, 118(1-2): 136-148. DOI:10.1016/S0032-5910(01)00304-7 |
| [5] |
FAN F X, YANG X F, KIM C N. Direct simulation of inhalable particle motion and collision in a standing wave field[J]. Journal of Mechanical Science and Technology, 2013, 27(6): 1707-1712. DOI:10.1007/s12206-013-0420-4 |
| [6] |
FAN F X, ZHANG M J, PENG Z B, et al. Direct simulation Monte Carlo method for acoustic agglomeration under standing wave condition[J]. Aerosol and Air Quality Research, 2017, 17(4): 1073-1083. DOI:10.4209/aaqr.2016.07.0322 |
| [7] |
FAN F X, YANG L J, YAN J P, et al. Numerical analysis of water vapor nucleation on PM2.5 from municipal solid waste incineration[J]. Chemical Engineering Journal, 2009, 146(2): 259-265. DOI:10.1016/j.cej.2008.06.009 |
| [8] |
FAN F X, YANG L J, YAN J P, et al. Experimental investigation on removal of coal-fired fine particles by a condensation scrubber[J]. Chemical Engineering and Processing:Process Intensification, 2009, 48(8): 1353-1360. DOI:10.1016/j.cep.2009.06.011 |
| [9] |
CHANG Q Y, ZHENG C H, GAO X, et al. Systematic approach to optimization of submicron particle agglomeration using ionic-wind-assisted pre-charger[J]. Aerosol and Air Quality Research, 2015, 15(7): 2709-2719. |
| [10] |
LI Y W, ZHAO C S, WU X, et al. Aggregation experiments on fine fly ash particles in a gradient magnetic field[J]. Chemical Engineering & Technology, 2007, 30(8): 1045-1049. |
| [11] |
凡凤仙, 白鹏博, 张斯宏, 等. 基于声凝并的PM2.5脱除技术研究进展(Ⅰ):PM2.5声凝并预处理技术[J]. 能源研究与信息, 2017, 33(3): 125-131. |
| [12] |
胡惠敏, 李瑞阳, 蔡萌, 等. 声波与其他方法联合作用脱除细颗粒物的研究进展[J]. 上海理工大学学报, 2016, 38(1): 13-18. |
| [13] |
陈厚涛, 章汝心, 曹金祥, 等. 声波团聚脱除柴油机尾气中超细颗粒物的试验研究[J]. 内燃机学报, 2009, 27(2): 160-165. |
| [14] |
LIU J Z, ZHANG G X, ZHOU J H, et al. Experimental study of acoustic agglomeration of coal-fired fly ash particles at low frequencies[J]. Powder Technology, 2009, 193(1): 20-25. DOI:10.1016/j.powtec.2009.02.002 |
| [15] |
孙德帅, 郭庆杰. 可吸入颗粒物声场团聚实验研究[J]. 化学工程, 2010, 38(4): 81-84. |
| [16] |
LIU J Z, WANG J, ZHANG G X, et al. Frequency comparative study of coal-fired fly ash acoustic agglomeration[J]. Journal of Environmental Sciences, 2011, 23(11): 1845-1851. DOI:10.1016/S1001-0742(10)60652-3 |
| [17] |
MAGILL J, CAPERAN P, SOMERS J, et al. Characteristics of an electro-acoustic precipitator(EAP)[J]. Journal of Aerosol Science, 1992, 23(S1): 803-806. |
| [18] |
CHEN H, LUO Z Y, JIANG J P, et al. Effects of simultaneous acoustic and electric fields on removal of fine particles emitted from coal combustion[J]. Powder Technology, 2015, 281: 12-19. DOI:10.1016/j.powtec.2015.04.049 |
| [19] |
HOFFMANN T L, CHEN W, KOOPMANN G H, et al. Experimental and numerical analysis of bimodal acoustic agglomeration[J]. Journal of Vibration and Acoustics, 1993, 115(3): 232-240. DOI:10.1115/1.2930338 |
| [20] |
赵兵, 陈厚涛, 徐进, 等. 声波与种子颗粒联合作用下细颗粒脱除的实验研究[J]. 动力工程, 2007, 27(5): 785-788. |
| [21] |
陈厚涛, 赵兵, 章汝心, 等. 声波与雾化水滴联合作用增强燃煤PM2.5脱除的实验研究[J]. 中国电机工程学报, 2009, 29(2): 35-40. |
| [22] |
WANG J, LIU J Z, ZHANG G X, et al. Orthogonal design process optimization and single factor analysis for bimodal acoustic agglomeration[J]. Powder Technology, 2011, 210(3): 315-322. DOI:10.1016/j.powtec.2011.04.002 |
| [23] |
颜金培, 陈立奇, 杨林军. 润湿剂促进燃煤细颗粒声波团聚脱除的实验研究[J]. 燃料化学学报, 2014, 42(10): 1259-1265. DOI:10.3969/j.issn.0253-2409.2014.10.017 |
| [24] |
DE SARABIA E R F, GALLEGO-JUÁREZ J A, ACOSTA-APARICIO V M, et al. Acoustic agglomeration of submicron particles in diesel exhausts:first results of the influence of humidity at two acoustic frequencies[J]. Journal of Aerosol Science, 2000, 31(S1): 827-828. |
| [25] |
杨振楠, 郭庆杰, 李金惠. 气氛与湿度对燃煤飞灰颗粒声波团聚的影响[J]. 化工学报, 2011, 62(4): 1055-1061. |
| [26] |
颜金培, 陈立奇, 杨林军, 等. 声波与相变联合作用下细颗粒脱除的实验研究[J]. 中国电机工程学报, 2014, 34(20): 3282-3288. |
| [27] |
颜金培, 陈立奇, 杨林军. 燃煤细颗粒在过饱和氛围下声波团聚脱除的实验研究[J]. 化工学报, 2014, 65(8): 3243-3249. |
| [28] |
YAN J P, CHEN L Q, YANG L J. Combined effect of acoustic agglomeration and vapor condensation on fine particles removal[J]. Chemical Engineering Journal, 2016, 290: 319-327. DOI:10.1016/j.cej.2016.01.075 |
| [29] |
SUN D S, ZHANG X D, FANG L. Coupling effect of gas jet and acoustic wave on inhalable particle agglomeration[J]. Journal of Aerosol Science, 2013, 66: 12-23. DOI:10.1016/j.jaerosci.2013.08.008 |
| [30] |
GUO Q J, YANG Z N, ZHANG J S. Influence of a combined external field on the agglomeration of inhalable particles from a coal combustion plant[J]. Powder Technology, 2012, 227: 67-73. DOI:10.1016/j.powtec.2011.12.033 |
| [31] |
VEKTERIS V, STRISHKA V, OZAROVSKIS D, et al. Experimental investigation of processes in acoustic cyclone separator[J]. Advanced Powder Technology, 2014, 25(3): 1118-1123. DOI:10.1016/j.apt.2014.02.017 |
| [32] |
GOLDSZAL A, BOUSQUET J. Wet agglomeration of powders:From physics toward process optimization[J]. Powder Technology, 2001, 117(3): 221-231. DOI:10.1016/S0032-5910(00)00369-7 |
| [33] |
凡凤仙, 杨林军, 袁竹林. 喷淋洗涤条件下水汽饱和度分布特性[J]. 化工学报, 2009, 60(7): 1644-1650. |
| [34] |
凡凤仙, 杨林军, 袁竹林, 等. 喷淋塔内可吸入颗粒物的脱除与凝结增长特[J]. 化工学报, 2010, 61(10): 2708-2713. |
| [35] |
凡凤仙, 杨林军, 袁竹林, 等. 水汽在燃煤PM2.5表面异质核化特性数值预测[J]. 化工学报, 2007, 58(10): 2561-2566. DOI:10.3321/j.issn:0438-1157.2007.10.025 |
| [36] |
凡凤仙, 张明俊. 蒸汽相变凝结对PM2.5粒径分布的影响[J]. 煤炭学报, 2013, 38(4): 694-699. |
| [37] |
温高森, 凡凤仙. 蒸汽相变促进可溶PM2.5凝结增长的数值分析[J]. 中国环境科学, 2014, 34(5): 1119-1124. |
| [38] |
温高森, 凡凤仙. 蒸汽凝结促进多分散不可溶PM2.5增长的数值模拟[J]. 高校化学工程学报, 2015, 29(3): 736-742. |
| [39] |
李林, 凡凤仙. 可溶与不可溶混合PM2.5的蒸汽相变凝结增长[J]. 动力工程学报, 2015, 35(7): 581-587. |
| [40] |
贾肖宁, 李新华, 贺润中, 等. 声波团聚预处理的车用尾气过滤器设计[J]. 绿色科技, 2014(5): 296-299. |
| [41] |
马德刚, 林伟强, 郑琪琪, 等. 声凝并联合雾化预处理及其在过滤除尘中的应用[J]. 环境工程学报, 2015, 9(5): 2353-2358. DOI:10.12030/j.cjee.20150553 |