温湿电场对PM<sub>2.5</sub>及SO<sub>3</sub>的脱除性能

黄怡民

doi:10.12030/j.cjee.201906068

温湿电场对PM_2.5及SO₃的脱除性能

黄怡民^,

重庆三峡学院环境与化学工程学院，重庆 404000

作者简介: 黄怡民(1986—)，女，硕士，讲师。研究方向：大气化学与污染控制。E-mail：peace101@yeah.net

通讯作者: 黄怡民, E-mail: peace101@yeah.net

基金项目:
重庆市科委自然科学基金资助项目(cstc2018jcyjA1711)
中图分类号: X505

Removal performance of PM_2.5 and SO₃ by temperature and wet electric field

HUANG Yimin^,

College of Environmental and Chemistry Engineering, Chongqing Three Gorges University, Chongqing 404000, China

Corresponding author: HUANG Yimin, peace101@yeah.net

摘要: 为深入研究温湿电场对PM_2.5及SO₃的脱除性能，采用实验室研究、工程调研或实测相结合的手段，系统分析了湿式电除尘器(WESP)对PM_2.5及SO₃的脱除规律，尤其是高SO₃浓度对湿式电除尘器性能的影响及其应对措施。实验研究发现：电源电压分别为35、45、55 kV时，湿式电除尘器对总尘、PM_2.5和SO₃的脱除效率分别为60.8%、75.2%、82.4%，53.7%、67.1%、76.8%和43.4%、58.6%、72.7%；随着电压的增加，各粒径段颗粒的分级脱除效率均有明显提升，但0.1~1 μm提升最为明显；鉴于烟尘的吸附及SO₃的调质作用，烟尘和SO₃两者有一定的相互促进脱除作用，但SO₃浓度过高，容易在放电极线周围形成高密度的空间电荷，导致电晕电流降低，除尘效率下降；针对高浓度的SO₃，采用降温方式，可有效提高湿电场的烟尘及SO₃脱除性能。工程实测发现：单独使用湿式电除尘器或是与其他相关技术耦合应用，均对烟尘及SO₃有较高的脱除效率；湿式电除尘器对烟尘及SO₃脱除效率分别为63.5%~88.3%、65.1%~71.9%，与湿法脱硫耦合使用，效率分别达82.1%、86.1%，与相变凝聚器(PCA)耦合使用，效率分别达92.3%、90.1%。上述研究可为湿式电除尘器的宽范围、多场合应用提供参考。
- 燃煤电厂 /
- 湿式电除尘器 /
- PM_2.5 /
- SO₃
Abstract: In order to study the performance of temperature and humidity electric field on PM_2.5 and SO₃ removal, the removal rules of PM_2.5 and SO₃ by wet electrostatic precipitator(WESP) were analyzed systematically by means of laboratory research, engineering investigation or field measurement, especially for the influence of high SO₃ concentration on the performance of WESP and its countermeasures. The experimental results showed that at the power supply voltages of 35, 45 and 55 kV, the removal efficiencies of total dust, PM_2.5 and SO₃ by WESP were 60.8%, 75.2%, 82.4%; 53.7%, 67.1%, 76.8% and 43.4%, 58.6%, 72.7%, respectively. With the increase of voltage, the grade removal efficiencies for particles within each size interval also increased significantly, and the most remarkable increase occurred for particles with size of 0.1~1 μm. In view of the adsorption of soot and tempering effect of SO₃, the removal performance of dust and SO₃ can promote each other to some extent. However, at too high SO₃ concentration, a high density space charge around the discharge electrode line was easy to form, which could lead to the reduction of corona current and dust removal efficiency. Aiming at high SO₃ concentration, adopting cooling method could effectively improve the soot and SO₃ removal performance of wet electric field. Engineering field measurements indicated that high removal efficiency of dust and SO₃ for wet electrostatic precipitator happened no matter it was used alone or coupled with other related technologies. The dust and SO₃ removal efficiencies of the wet electrostatic precipitator were 63.5%~88.3% and 65.1%~71.9%, respectively, and when it was coupled with the wet desulfurization, the efficiencies could reach 82.1% and 86.1%, respectively, and when it was coupled with the PCA, the efficiencies could reach 92.3% and 90.1%, respectively. The analysis shows that this study can provide reference for the wide range and multiple applications of wet electrostatic precipitator.
- coal-fired power plant /
- wet electrostatic precipitator(WESP) /
- PM_2.5 /
- SO₃

岩溶水是岩溶系统的重要组成部分，其化学组分受地质、水文地质和人类活动等多种因素的控制，并在径流过程中发生复杂的水化学作用，最终表现出独特的水化学组分特征^[1-2]。岩溶水化学系统的变量与控制因素错综复杂，因此如何利用水化学组分特征识别水化学信息、分析各类水文地球化学作用及研究水化学组分的时空变化规律并最终实现对水化学演化过程的重新构建就成为了一个难题^[3-4]。国内外对岩溶区水化学的研究主要集中在水化学组分和演化等方面^[5-7]，主要通过定性分析结合定量模拟的方法来完成水化学分析，例如采用水化学类型分析、离子组合比分析和多元统计分析等方法定性分析水化学各组分的来源和控制因素，采用水文地球化学模拟方法定量模拟分析水化学演化^[8-11]。

我国是岩溶地貌最为典型的地区之一，总分布面积可达344×10⁴ km^2[12]，以滇、黔、桂为主体的西南岩溶区分布最为广泛，东北、内蒙、华北和华东地区也有分布，受气候、地层岩性和地质构造等因素的影响，我国南北方岩溶及岩溶水存在较大的差异。以北方岩溶区为例，大量学者研究表明北方岩溶水水化学特征主要受碳酸盐岩和石膏的风化溶解^[13-18]、去白云化的控制^{[13-15,17-18]}，同时也受到诸如上覆孔隙水混入^[18]、煤系地层伴生硫化物矿物氧化^[15-16]、人类工程活动^[17]等其他因素的影响，且随着径流途径延伸和深度增加呈现一定的规律变化。而对于南方岩溶区，岩溶水水化学特征则是主要受到碳酸盐岩和石膏的风化溶解^[19-25]、阳离子交替吸附作用的控制^[19,21]，同时也受到诸如硅酸盐矿物溶解^[21,25]、孔隙水^[24]、采煤活动和农业活动^[21-25]等其他因素的制约，大部分地区具有明显的空间分异性^[20,22-25]。

本文以滇东高原牛栏江流域寻甸县岩溶区地下水为研究对象，利用水化学数据，探讨地下水化学特征、演化进程及成因。研究区属牛栏江-滇池补水工程补给区，本研究对区域的水化学特征、水质保护和滇池生态恢复具有重要意义。

1. 材料与方法（Materials and methods）

1.1 研究区概况

研究区位于云南省寻甸县境内，南距昆明市区90 km，地理坐标为东经102°41′—103°33′，北纬25°20′—26°01′。研究区属于高原季风气候，多年平均气温为14.5 ℃，多年平均降水量为1020.9 mm。降水多集中在5—10月，占全年降水量约80%。

研究区处于滇东高原盆谷亚区南部，属于云贵高原第二级阶梯^[26]，地势西北高，呈向东南倾斜阶梯状，中部地势略高，东西两侧低中山之间分布于大小不等的山间槽谷^[27]，东南侧受牛栏江水系的河流强烈切割，河谷深切。主体山势呈NE-SW向，连绵起伏，峰谷相间。研究区碳酸盐岩地层广泛分布，构造强烈，岩溶地貌发育，岩溶面积约占寻甸县辖区面积的45.6%。

研究区内地下水类型主要是以岩溶水和裂隙水为主，孔隙水零星分布。岩溶含水层可以分为纯质碳酸盐岩含水层和碳酸盐岩夹碎屑岩含水层。纯质碳酸盐岩含水层包括有二叠系茅口组（P₁m）和栖霞组（P₁q），石炭系上统、中统（C₃和C₂）、下统摆佐组（C₁b）和大塘组上司段（C₁d^s），以及寒武系龙王庙组（∈₁l），岩石裂隙多被网脉状结晶方解石或白云石充填；碳酸盐岩夹碎屑岩含水层包括有三叠系永宁镇组（T₁y）、泥盆系宰格组（D₃zg）、志留系关底组（S₃g）和寒武系双龙潭组（∈₂s），可见断续方解石和白云石细脉穿插。碎屑岩含水层包括有三叠系飞仙关组（T₁f）、二叠系梁山组（P₁l）、石炭系大塘组万寿山段（C₁d^w）和泥盆系海口组（D₂h），多呈条带状分布，岩性以页岩、砂岩和泥岩为主，富水性中—弱，常构成区域内相对隔水层。区内地下水主要补给来源于大气降雨，岩溶地下水直接通过岩溶洼地、漏斗、漏水洞和部分溶蚀裂隙等渗入或注入补给。受地层岩性、地质构造和地形地貌等控制，地下水从中部分水岭部位向两侧径流，并以南侧牛栏江作为排泄基准面整体呈现从北向南的径流方向，与岩层走向和构造线延展方向大体相似，并多在岩层交界面附近以下降泉形式排泄。区内各含水层分布及特征分别见表1和图1。

表 1 区内含水层分布及特征

Table 1. Characteristics and distribution of aquifer in study area

含水层Aquifer	代号Code	主要岩性特征Main lithologic characteristics	水文地质特征Hydrogeological characteristics	富水性Water abundance
纯质碳酸盐岩含水层	P₁m、P₁q	灰岩、白云岩等	区内大面积分布，层厚约237—645m，为区内主要的岩溶含水层，岩溶管道极其发育，入渗条件好	强
纯质碳酸盐岩含水层	C₃、C₂、C₁b、C₁d^s、∈₁l	灰岩、白云岩等	呈NE向条带状分布于研究区中部，岩溶发育，为区内岩溶水的主要排泄层位，地下水动态随季节变化较大	强
碳酸盐岩夹碎屑岩含水层	T₁y、D₃zg、S₃g、∈₂s	碳酸盐岩（灰岩、白云岩）夹碎屑岩（泥岩、页岩等）	呈NE向条带状分布于研究区中部，溶蚀较发育，介质以溶蚀裂隙为主，地下水动态随季节变化较大	中—强
碎屑岩含水层	T₁f、D₂h	砂岩、页岩、泥岩	呈条带状分布于研究区东侧，富水性、透水性都较弱，水位埋深约100m	中
碎屑岩含水层	P₁l、C₁d^w	页岩、砂岩、煤线	呈条带状分布于研究区东侧，水量贫乏，透水性弱，常构成区域相对隔水层	弱
玄武岩含水层	P₂β	玄武岩	大面积分布于研究区内，裂隙发育，地下水动态随季节变化大	中—强

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图 1 研究区水文地质简图（a）和水文地质剖面图（b）

Figure 1. Hydrogeological map of the study area（a），profile of the study area（b）

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1.2 研究方法

采用现场测试和样品室内测试相结合的研究方法，选取具有代表性水样24组，其中包括岩溶泉16组、基岩裂隙水8组。采样时间为2017年8月，采样点位见图1。

pH值采用Multi340i 便携式水质多参数分析仪现场测定，室内分析主要阳离子（Na⁺+K⁺、Ca²⁺、Mg²⁺）和阴离子（ ${\rm{HCO}}_3^{-}$ 、 ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 、Cl⁻）组分，使用聚乙烯瓶采集和保存水质样品，采样前进行标准清洗和润洗，每个水样其中一瓶加入浓度为65%的硝酸使其pH<2以测试阳离子浓度。Na⁺+K⁺采用火焰光度法测定，Ca²⁺和Mg²⁺用乙二胺四乙酸二钠滴定法测定， ${\rm{HCO}}_3^{-}$ 采用极谱滴定法测定， ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 采用硫酸钡比浊法测定，Cl⁻采用离子色谱仪测定。水样的室内分析测试由成都蜀通岩土工程检测监测中心承担。采用阳离子-阴离子浓度平衡法检测参数分析误差，测定误差均<5%。

2. 结果与讨论 (Results and discussion)

2.1 水化学组分及特征

对区内24组水样进行分析，水化学离子分析数据和离子概要统计见表2。由表2可知，pH值区间为7.56—9.18，平均为7.56，呈弱碱性，标准偏差较小；TDS与TH分别为22.70—458.40 mg·L⁻¹和9.1—440.1 mg·L^-1，平均含量分别为254.03 mg·L⁻¹和220.88 mg·L⁻¹，东西两区含量相差较大，标准偏差较大，主要源于东西两区地层岩性的不同。区内地下水水样的主要阳离子和阴离子的相对丰度分别为Ca²⁺>Mg²⁺>Na⁺+K⁺和 ${\rm{HCO}}_3^{-}$ > ${\rm{SO}}_4^{2-}$ >Cl⁻。

表 2 水文地球化学组分统计表（mg·L⁻¹）

Table 2. Statistical table of hydrogeochemical composition

分区Region	编号No.	pH	Na⁺+K⁺	Ca²⁺	Mg²⁺	Cl⁻	${\rm{SO}}_4^{2-}$	${\rm{HCO}}_3^{-}$	游离CO₂ Free carbon dioxide	侵蚀性CO₂ Corrosive carbon dioxide	TH	TDS	取样地层Sampling stratum
东区	SY01	7.79	14.44	50.60	33.00	2.83	8.61	342.20	2.07	2.13	262.20	280.60	D₃zg
	SY02	7.27	6.09	51.57	34.18	4.16	12.30	321.90	15.51	1.06	269.50	269.30	C₁d^s
	SY03	7.36	4.86	53.35	27.75	5.01	16.40	285.10	8.27	2.13	247.40	249.90	C₁d^s
	SY04	7.78	5.38	50.03	71.70	4.26	32.30	478.00	5.17	0.00	420.00	402.70	S₃g
	SY05	7.39	0.19	64.77	60.60	4.68	26.00	460.70	23.78	4.26	411.10	386.60	D₃zg
	SY06	7.50	17.92	21.86	34.82	11.59	5.96	278.60	14.99	0.00	197.90	221.40	D₃zg
	SY07	7.63	140.74	18.54	10.07	2.65	18.60	452.30	2.59	0.00	87.70	416.80	C₁d^s
	SY08	7.64	4.66	69.95	5.89	1.62	6.02	244.50	6.20	0.00	198.90	210.40	C₁d^s
	SY09	7.54	9.00	80.88	47.88	1.99	22.10	478.90	10.86	0.00	399.00	401.30	C1b
	SY10	7.34	18.49	100.55	35.20	4.16	27.10	490.30	18.10	0.00	396.00	430.60	C₁d^s
	SY11	7.34	1.95	77.32	34.08	2.75	76.70	309.40	13.44	0.00	333.30	347.50	∈₂s
	SY12	7.70	70.84	7.04	39.78	1.79	40.60	354.40	7.24	0.00	181.30	337.20	S₃g
	SY13	7.89	1.51	101.28	45.49	3.45	107.80	397.80	6.51	0.00	440.10	458.40	S₃g
	SY14	7.58	4.41	70.84	46.16	1.96	31.40	415.80	9.82	112.87	366.90	362.60	S₃g
	SY15	7.16	7.83	96.43	20.87	6.39	48.00	347.20	26.37	10.65	326.70	353.10	P₁m
	SY16	7.20	1.00	92.46	19.45	5.46	35.60	327.20	21.20	10.65	310.90	317.50	P₁m
西区	SY17	7.21	2.93	4.78	2.50	1.37	2.35	29.50	3.62	10.65	22.20	28.70	P₂β
	SY18	6.90	5.76	10.44	2.06	1.68	1.08	53.20	9.82	17.04	9.10	47.60	P₂β
	SY19	6.88	4.52	6.56	1.33	1.25	0.82	35.40	7.76	15.97	21.90	32.20	P₂β
	SY20	7.33	3.28	5.18	1.96	1.37	1.91	29.50	2.07	7.45	21.00	28.50	P₂β
	SY21	8.85	12.44	4.70	0.93	1.43	1.79	47.30	0.00	2.13	15.60	68.20	P₂β
西区	SY22	7.65	31.92	95.53	16.52	1.42	2.26	453.20	3.10	5.32	306.60	374.20	P₂β
	SY23	7.32	2.63	10.93	4.03	1.35	1.61	56.10	7.76	14.91	43.90	48.60	P₂β
	SY24	9.18	4.71	2.43	1.42	1.51	1.05	23.10	0.00	12.78	11.90	22.70	P₂β
最大值		9.18	140.74	101.28	71.70	11.59	107.80	490.30	26.37	112.87	440.10	458.40
最小值		6.88	0.19	2.43	0.93	1.25	0.82	23.10	0.00	0.00	9.10	22.70
平均值		7.56	15.73	47.83	24.90	3.17	22.02	279.65	9.43	9.58	220.88	254.03
标准偏差		0.52	30.44	36.62	20.75	2.36	26.34	171.28	7.37	22.77	155.06	153.82
变异系数		0.07	1.94	0.77	0.83	0.74	1.20	0.61	0.78	2.38	0.70	0.61

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根据Piper图解^[28]（图2）分析， ${\rm{HCO}}_3^{-}$ 和Ca²⁺分别是区内主导阴、阳离子，质量浓度所占比例分别为89.45%和46.42%；Mg²⁺次之，质量浓度所占比例为35.63%；阴离子方面 ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 、Cl⁻所占比例分别为7.57%和2.98%。区内水化学类型主要是以HCO₃-Ca·Mg型（9组）和HCO₃-Mg·Ca型（6组）为主，所占比例分别为37.5%和25.0%。从图2可以看出，东西两区阳离子分布差异较大，东区主要集中分布于阳离子三角图的Ca²⁺、Mg²⁺端附近，而西区分布较分散，其原因为东区水样点主要分布在D₃zg、S₃g、C₁d^s等碳酸盐岩含水层，碳酸盐岩的溶解促使Ca²⁺和Mg²⁺不断进入地下水；而西区水样点分布在P₂β玄武岩含水层中，玄武岩中的硅酸盐岩类矿物风化溶解能力相对较弱，进入地下水中的Ca²⁺和Mg²⁺含量较少。东西两区阴离子中 ${\rm{HCO}}_3^{-}$ 占比较大，且东区 ${\rm{HCO}}_3^{-}$ 离子浓度远高于西区，这与阳离子中碳酸盐岩和硅酸盐岩的溶解差异基本相一致。研究区Na⁺+K⁺、Ca²⁺和 ${\rm{HCO}}_3^{-}$ 离子浓度标准偏差较大，分别为30.44、36.62和171.28，表明Na⁺+K⁺、Ca²⁺和 ${\rm{HCO}}_3^{-}$ 与其他离子相比，稳定性较弱，受制于研究区地质和水文地质等因素的影响较为强烈，使研究区部分水化学组分有明显空间分异性。

图 2 研究区水样Piper图

Figure 2. Piper diagrams of water sample in the study area

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2.2 地下水补给来源

利用研究区地下水中δD和δ¹⁸O值绘制氢氧同位素特征关系图（图3），δ¹⁸O分布于−8.54‰—−14.00‰，均值为−11.39‰，δD分布于−68.20‰—−102.00‰，均值为−84.40‰，用最小二乘法得出拟合线方程为δD=6.25δ¹⁸O−13.23，r=0.8852，δD-δ¹⁸O关系方程斜率为6.25，小于昆明地区大气降雨线δD=7.87δ¹⁸O+11.00^[29]的斜率7.87，有研究表明该地区受温度、雨量、高程、纬度等效应影响，使得降雨过程中δD与δ¹⁸O发生同位素分馏，使研究区δD与δ¹⁸O关系线斜率小于昆明地区大气降雨线^[30]。区内各水样点位的δD与δ¹⁸O值间有较好的线性相关性，且略低于昆明地区大气降雨线，表明研究区内地下水的主要补给来源为大气降水，并受到一定程度的蒸发作用影响。

图 3 研究区地下水δD与δ¹⁸O关系图

Figure 3. Relationships between δD vs. δ¹⁸O for groundwater in study area

注：部分数据来自参考文献[31]

Note: Some data from Zhang(2019) [31]

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2.3 水化学形成作用与控制因素

利用Gibbs图^[32-33]指示水化学组分的形成作用，并结合Ca²⁺/(Na⁺+K⁺)与Mg²⁺/(Na⁺+K⁺)离子摩尔浓度比值关系图、Ca²⁺/(Na⁺+K⁺)与 ${\rm{HCO}}_3^{-}$ /(Na⁺+K⁺)离子摩尔浓度比值关系图指示水化学组分的溶滤来源及碳酸盐岩、硅酸盐岩或蒸发盐岩等3种类型水的混合情况^[34]。16组东区水样的Cl⁻/（Cl⁻+ ${\rm{HCO}}_3^{-}$ ）摩尔浓度比值在0.0071—0.067之间，(Na⁺+K⁺)/(Na⁺+K⁺+Ca²⁺)摩尔浓度比值在0.0025—0.90之间，基本位于水-岩作用区域（图4），表明研究区内水化学进程整体以溶滤作用为主，在Ca²⁺/(Na⁺+K⁺)与Mg²⁺/(Na⁺+K⁺)和Ca²⁺/(Na⁺+K⁺)与 ${\rm{HCO}}_3^{-}$ /(Na⁺+K⁺)离子摩尔浓度比值关系图（图5）中显示主要是受碳酸盐岩溶解控制，部分受到硅酸盐岩溶解影响，这是由于区内长兴组和茅口组（P₁m和P₁q）纯质碳酸盐岩大面积分布。

图 4 研究区地下水Gibbs图

Figure 4. Gibbs plots for groundwater in the study area

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图 5 地下水不同离子摩尔浓度比值关系

Figure 5. Relationship of molar concentration ratio between different ions in groundwater

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SY07与SY12两个水样的Na⁺+K⁺离子的毫克当量比例分别可达86.62%和89.56%，SY07位于纯质碳酸盐岩地层（C₁d^s），与处于同地层相近的SY08水样点水化学组分相差较大，说明二者在径流途径与循环时间上有差异；SY07在泉口部位沉积了大量的泉华，表明发生脱碳酸作用，HCO₃^-与Ca²⁺、Mg²⁺离子形成碳酸盐沉淀，造成Ca²⁺、Mg²⁺离子浓度降低^[35]，同时该水样点附近有居民区，可能受到人类活动影响；SY12位于碳酸盐岩夹碎屑岩地层（S₃g），Ca²⁺离子浓度较低，Na⁺+K⁺离子浓度较高，说明岩溶水在径流途中可能发生阳离子交替吸附反应，Ca²⁺离子与围岩中的Na⁺+K⁺发生了交换，同时该水样点附近有居民区，可能受到人类活动影响。

西区水样（8组）的Cl⁻/(Cl⁻+ ${\rm{HCO}}_3^{-}$ )值在0.0054—0.10之间，(Na⁺+K⁺)/(Na⁺+K⁺+Ca²⁺)值在0.17—0.70之间，在Gibbs图显示水化学进程主要有水-岩作用和降雨作用主导，且Ca²⁺/(Na⁺+K⁺)与Mg²⁺/(Na⁺+K⁺)和Ca²⁺/(Na⁺+K⁺)与 ${\rm{HCO}}_3^{-}$ /(Na⁺+K⁺)离子关系图中显示主要受到硅酸盐岩溶解控制。西区主要以玄武岩地层为主，岩性溶解能力较差，导致水化学组分的含量均较小。SY22水样点位于分水岭附近，流量约0.1 L·s⁻¹，可能受径流微弱的影响，水化学组分产生富集导致含量较高。

区内地下水中K⁺+Na⁺的空间变异性较大，东西两区的变异系数分别为188.88%和116.85%，浓度范围分别为0.19—140.74 mg·L⁻¹和2.63— 31.92 mg·L⁻¹。Cl⁻浓度范围为1.25—11.59 mg·L⁻¹，较低的含量可以认为其主要来源为大气降水，多数水化学样的Na⁺+K⁺的浓度高于Cl⁻，且有91.67%的地下水水样分布在雨水线（Na⁺/Cl⁻=0.86^[36]）的上方（图6a），表明其主要来源大气降雨外还有其他来源，盐岩与硅铝酸盐矿物的风化溶解和阳离子交替吸附作用也可能引起Na⁺+K⁺浓度高于Cl⁻。通常可用[Ca²⁺+Mg²⁺− ${\rm{HCO}}_3^{-}$ − ${\rm{SO}}_4^{2-}$ ]与[Na⁺+K⁺-Cl⁻]的当量变化来反映阳离子交替吸附作用中Ca²⁺、Mg²⁺与Na⁺、K⁺之间的交换^[37]，图6b中显示所有水样均很好的分布在[Ca²⁺+Mg²⁺− ${\rm{HCO}}_3^{-}$ − ${\rm{SO}}_4^{2-}$ ]/[Na⁺+K⁺−Cl⁻]=−1的比值线上，表明区内岩溶水和裂隙水均发生了阳离子交换，并且参与阳离子交替吸附作用的Ca²⁺、Mg²⁺与Na⁺、K⁺主要来源于围岩，人类活动影响较小。

Pearson相关系数可以表示变量间的线性关系^[38]。表3列出了区内水化学组分之间的Pearson相关系数，采用SPSS 19 for Windows系统软件计算。TDS是反映地下水中化学组分多寡的综合指标，与Ca²⁺、Mg²⁺、 ${\rm{HCO}}_3^{-}$ 和 ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 离子的相关系数分别为0.775、0.770、0.646和0.978，反映出上述离子是决定TDS值的主要因素，TH与上述离子的相关系数也与TDS较为接近，也进一步的证明了碳酸盐岩溶解控制区内地下水的水化学形成过程，反应方程式为：

CaCO₃+CO₂+H₂O=Ca²⁺+2 ${\rm{HCO}}_3^{-}$

CaMg(CO₃)₂+2CO₂+2H₂O=Ca²⁺+Mg²⁺+4 ${\rm{HCO}}_3^{-}$

Ca²⁺与 ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 的相关系数为0.583， ${\rm{HCO}}_3^{-}$ 与 ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 的相关系数为0.486，且Ca²⁺+Mg²⁺与 ${\rm{HCO}}_3^{-}$ + ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 的毫克当量值基本平衡（图6c），表明石膏（CaSO₄）的溶解也是Ca²⁺和 ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 离子的主要来源；从图6d的[Ca²⁺+Mg²⁺]/[ ${\rm{HCO}}_3^{-}$ ]与[ ${\rm{SO}}_4^{2-}$ ]/[ ${\rm{HCO}}_3^{-}$ ]的比例关系可看出主要区内地下水样集中于H₂CO₃溶解碳酸盐岩部分，并有部分略高于该线，说明地下水中Mg²⁺、Ca²⁺及 ${\rm{HCO}}_3^{-}$ 主要源自碳酸对碳酸盐岩的溶解，其中部分地下水样品有H₂SO₄参与了碳酸盐岩的风化溶解。Na⁺+K⁺与Ca²⁺和 ${\rm{HCO}}_3^{-}$ 的相关系数分别为−0.208和0.298，表明硅铝酸盐矿物的风化溶解和阳离子交替吸附作用有一定影响，又与Cl⁻等离子无明显相关关系，一些专家学者对本研究区附近区域岩溶水水化学的研究表明，人类活动在区域内较为频繁，扰动了水化学组分的天然特征，使得一些离子浓度出现异常^[39-40]，推测人类活动，如农业施肥等是Na⁺+K⁺的主要来源途径。

图 6 主要离子比例关系

Figure 6. Series plots of the proportion of key ions

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表 3 水化学离子Pearson相关系数

Table 3. Pearson correlation coefficient of physiochemical parameters

	Na⁺+K⁺	Ca²⁺	Mg²⁺	Cl⁻	${\rm{SO}}_4^{2-}$	${\rm{HCO}}_3^{-}$	TH	TDS	pH
Na⁺+K⁺	1
Ca²⁺	−0.208	1
Mg²⁺	−0.076	0.509*	1
Cl⁻	−0.061	0.267	0.396	1
${\rm{SO}}_4^{2-}$	−0.029	0.583**	0.531**	0.184	1
${\rm{HCO}}_3^{-}$	0.298	0.739**	0.792**	0.341	0.486*	1
TH	−0.162	0.877**	0.859**	0.380	0.642**	0.882**	1
TDS	0.297	0.775**	0.770**	0.327	0.646**	0.978**	0.891**	1
pH	0.084	−0.190	−0.051	−0.180	−0.040	−0.103	−0.131	−0.086	1
注：P<0.05；*P<0.01.

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3. 结论（Conclusion）

（1）研究区水化学类型主要是以HCO₃-Ca·Mg型和HCO₃-Mg·Ca为主，水岩作用控制区内的水化学类型。HCO₃^-和Ca²⁺是区内主要阴阳离子，分别占89.45%和46.42%，反映了碳酸盐岩溶解对区内水化学特征的控制作用，部分受硅酸盐岩溶解影响。

（2）δD与δ¹⁸O关系显示，研究区内地下水主要受大气降水补给。区内地下水化学形成过程受地层岩性影响较为显著，东、西两区地下水水化学特征差异较大。东区主要为碳酸盐岩地层，受水岩作用控制，岩溶发育；西区则是以玄武岩地层为主，溶解性能较差，受大气降水作用的影响更加显著。

（3）Mg²⁺、Ca²⁺、 ${\rm{HCO}}_3^{-}$ 、 ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 和Cl⁻主要受自然条件控制，Na⁺+K⁺则是主要受农业活动等人类活动的影响，阳离子交替吸附作用亦对区内水化学组分有一定的影响。

（4）上述结果为对牛栏江-滇池补水工程区的水化学特征、水质保护和滇池生态恢复提供了参考依据，但后续研究工作仍需结合其他方法进一步开展。

图 1 实验系统

Figure 1. Experiment system

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图 2 飞灰颗粒几何粒径分布

Figure 2. Geometric diameter distribution of fly ash particles

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图 3 总尘、PM_2.5的质量浓度及其脱除效率

Figure 3. Mass concentration and removal efficiency of total dust and PM_2.5

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图 4 粒径分布及其分级脱除效率

Figure 4. Particle size distribution and grade removal efficiency

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图 5 SO₃的质量浓度及其脱除效率

Figure 5. SO₃ mass concentration and removal efficiency

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图 6 SO₃的质量浓度及其脱除效率

Figure 6. SO₃ mass concentration and removal efficiency

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图 7 烟尘的质量浓度及其脱除效率

Figure 7. Smoke mass concentration and removal efficiency

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图 8 不同SO₃浓度条件下的伏安特性曲线及电晕电流对比

Figure 8. Comparison of V-I characteristic curve and corona current at different SO₃ concentrations

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图 9 总尘、SO₃的质量浓度及其脱除效率

Figure 9. Mass concentration and removal efficiency of total dust and SO₃

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图 10 SO₃的排放浓度及其进一步减排幅度

Figure 10. SO₃ emission concentration and its further emission reduction

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图 11 烟气治理技术路线

Figure 11. Flue gas treatment technology

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图 12 烟尘浓度测试结果

Figure 12. Test results of smoke concentration

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图 13 SO₃浓度测试结果

Figure 13. Test results of SO₃ concentration

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表 1 烟气参数

Table 1. Flue gas parameters

电厂机组大小/MW 烟气量/(m³·h⁻¹) 入口烟气温度/℃

A 600 2 029 810 约51
B 1 000 6 025 409 约50
C 600 2 780 666 50~57

电厂机组大小/MW 烟气量/(m³·h⁻¹) 入口烟气温度/℃

A 600 2 029 810 约51
B 1 000 6 025 409 约50
C 600 2 780 666 50~57

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表 2 煤种成分分析

Table 2. Analysis of coal composition

电厂水分/% 灰分/% 硫分/% 低位发热量/(kJ·g⁻¹)

A 10.1 16.2 0.55 23.9
B 7.51 17.81 0.93 17.5
C 5.12 15.27 0.80 19.5

电厂水分/% 灰分/% 硫分/% 低位发热量/(kJ·g⁻¹)

A 10.1 16.2 0.55 23.9
B 7.51 17.81 0.93 17.5
C 5.12 15.27 0.80 19.5

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[1]	孙雪丽, 朱法华, 王圣, 等. 燃煤电厂颗粒物超低排放技术路线选择[J]. 环境工程技术学报, 2018, 8(2): 129-136. doi: 10.3969/j.issn.1674-991X.2018.02.017
[2]	中国电力企业联合会规划发展部. 中国电力工业统计快报(2017年)[R]. 2019-04-15.
[3]	王树民, 张翼, 刘吉臻. 燃煤电厂细颗粒物控制技术集成应用及“近零排放”特性[J]. 环境科学研究, 2016, 29(9): 1256-1263.
[4]	闫克平, 李树然, 郑钦臻, 等. 电除尘技术发展与应用[J]. 高电压技术, 2017, 43(2): 476-487.
[5]	张军, 郑成航, 张涌新, 等. 某1 000 MW燃煤机组超低排放电厂烟气污染物排放测试及其特性分析[J]. 中国电机工程学报, 2016, 36(5): 1310-1314.
[6]	靳星. 静电除尘器内细颗粒物脱除特性的技术基础研究[D]. 北京: 清华大学, 2013.
[7]	熊桂龙, 李水清, 陈晟, 等. 增强PM_2.5脱除的新型电除尘技术的发展[J]. 中国电机工程学报, 2015, 35(9): 2217-2223.
[8]	寿春晖, 祁志福, 谢尉扬, 等. 低低温电除尘器颗粒物脱除特性的工程应用试验研究[J]. 中国电机工程学报, 2016, 36(16): 4326-4332.
[9]	王圣, 朱法华, 王慧敏, 等. 基于实测的燃煤电厂细颗粒物排放特性分析与研究[J]. 环境科学学报, 2011, 31(3): 630-634.
[10]	HUANG R J, ZHANG Y L, CARLO B, et al. High secondary aerosol contribution to particulate pollution during haze events in China[J]. Nature, 2014, 514(7521): 218-222. doi: 10.1038/nature13774
[11]	刘含笑, 陈招妹, 王少权, 等. 燃煤电厂SO₃排放特征及其脱除技术[J]. 环境工程学报, 2019, 13(5): 1128-1138. doi: 10.12030/j.cjee.201812137
[12]	高朋, 党小庆, 赵少雄, 等. 管式湿式电除尘器气流分布的组织与优化[J]. 环境工程学报, 2017, 11(7): 4223-4228. doi: 10.12030/j.cjee.201605020
[13]	赵磊, 周洪光. 超低排放燃煤火电机组湿式电除尘器细颗粒物脱除分析[J]. 中国电机工程学报, 2016, 36(2): 468-473.
[14]	赵磊, 周洪光. 近零排放机组不同湿式电除尘器除尘效果[J]. 动力工程学报, 2016, 36(1): 53-58. doi: 10.3969/j.issn.1674-7607.2016.01.009
[15]	沈志刚, 刘启贞, 陶雷行, 等. 湿式电除尘器对烟气中颗粒物的去除特性[J]. 环境工程学报, 2016, 10(5): 2557-2561. doi: 10.12030/j.cjee.201412096
[16]	雒飞, 胡斌, 吴昊, 等. 湿式电除尘对PM_2.5/SO₃酸雾脱除特性的试验研究[J]. 东南大学学报(自然科学版), 2017, 47(1): 91-97. doi: 10.3969/j.issn.1001-0505.2017.01.017
[17]	杨正大. 多场强化湿烟气中PM、SO_x协同脱除机理及应用研究[D]. 杭州: 浙江大学, 2018.
[18]	闫克平, 李树然, 冯卫强, 等. 高电压环境工程应用研究关键技术问题分析及展望[J]. 高电压技术, 2015, 41(8): 2528-2544.
[19]	SEINFELD J H, PANDIS S N. Atmospheric Chemistry and Physics[M]. New York: John Wiley, 1998.
[20]	YANG Z D, ZHENG C H, ZHANG X F, et al. Sulfuric acid aerosol formation and collection by corona discharge in a wet electrostatic precipitator[J]. Energy & Fuels, 2017, 31(8): 8400-8406.
[21]	YANG Z D, ZHENG C H, ZHANG X F, et al. Highly efficient removal of sulfuric acid aerosol by a combined wet electrostatic precipitator[J]. RSC Advances, 2018, 8(1): 59-66. doi: 10.1039/C7RA11520B
[22]	刘含笑, 郦建国, 姚宇平, 等. 电除尘器飞灰粒径表征及细颗粒降温团聚[J]. 化工进展, 2018, 37(6): 2413-2425.
[23]	刘含笑, 姚宇平, 郦建国, 等. 燃煤电厂WESP颗粒物脱除机制及排放特征研究[J]. 中国电力, 2017, 50(12): 178-184.
[24]	李谢玲. 燃煤机组中烟气调质对电除尘效率影响分析[J]. 煤炭技术, 2018, 37(3): 314-317.
[25]	张雪峰. 含SO₃湿烟气中电暈放电及SO₃脱除研究 [D]. 杭州: 浙江大学, 2018.
[26]	张雪峰, 杨正大, 李响, 等. SO₃对高湿静电场中电晕放电的影响机制研究[J]. 中国环境科学, 2017, 37(9): 3268-3275. doi: 10.3969/j.issn.1000-6923.2017.09.008
[27]	谭厚章, 熊英莹, 王毅斌, 等. 湿式相变凝聚技术协同湿式电除尘器脱除微细颗粒物研究[J]. 工程热物理学报, 2016, 37(12): 2710-2714.
[28]	TAN H Z, XIONG Y Y, WANG Y B, et al. Study on synergistic removal of multi-pollutants by WPTA[J]. Electric Power, 2017, 50(2): 128-134.
[29]	TAN H Z, WANG Y Y, CAO R, et al. Development of wet phase transition agglomerator for multi-pollutant synergistic removal[J]. Applied Thermal Engineering, 2017, 130: 1208-1214.
[30]	XIONG Y, TAN H Z, WANG Y B, et al. Pilot-scale study on water and latent heat recovery from flue gas using fluorine plastic heat exchangers[J]. Journal of Cleaner Production, 2017, 161: 1416-1422. doi: 10.1016/j.jclepro.2017.06.081
[31]	CAO R, TAN H Z, XIONG Y B, et al. Improving the removal of particles and trace elements from coal-fired power plants by combining a wet phase transition agglomerator with wet electrostatic precipitator[J]. Journal of Cleaner Production, 2017, 161: 1459-1465. doi: 10.1016/j.jclepro.2017.05.046
[32]	王述浩, 李水清, 段璐, 等. 相变凝聚器内蒸汽凝结与细颗粒团聚规律研究[J]. 中国电机工程学报, 2017, 37(24): 7230-7236.
[33]	LIU J M, ZHU F H, MA X Y. Industrial application of a deep purification technology for flue gas involving phase-transition agglomeration and dehumidification[J]. Engineering, 2018, 4(3): 416-420. doi: 10.1016/j.eng.2018.05.009

期刊类型引用(1)

1.	马亚杰，李东雄，李锦蓉，刘士旸，李云飞. 燃煤电厂烟气SO_3生成及控制综述. 科技创新与生产力. 2023(01): 133-138 . 百度学术

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图( 13) 表( 2)

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1. 材料与方法（Materials and methods）
1.1 研究区概况
1.2 研究方法
2. 结果与讨论 (Results and discussion)
2.1 水化学组分及特征
2.2 地下水补给来源
2.3 水化学形成作用与控制因素
3. 结论（Conclusion）

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我国燃煤电厂烟气超低排放改造已接近尾声^[1]，据不完全统计，截至2017年底，全国已完成燃煤电厂超低排放改造约7×10⁹ kW^[2]，约占全国煤电装机容量的71%。燃煤电厂排放的颗粒物、SO₂、NO_x等常规大气污染物的排放已经得到了有效控制。2017年，中国火电厂颗粒物、SO₂、NO_x排放量分别为26×10⁶、120×10⁶、114×10⁶ t，约占2006年排放量的7%、9%、10%。相应地，治理技术及技术路线也达到了较高水平^[3-5]，但对SO₃等非常规污染物及细颗粒物(PM_2.5)的排放尚未采取针对性的控制措施。相关研究^[6-8]表明，常规的干式电除尘器存在小粒径段颗粒(0.1~1 μm)的“穿透窗口”，通常其烟尘排放浓度越低，PM_2.5占比就越高^[9]，而PM_2.5对人体及环境危害更大，也更难沉降。SO₃是大气中二次PM_2.5的重要组成部分^[10]，同时也是电厂有色烟羽(蓝烟、黄烟)排放的主要诱因^[11]，因此，燃煤电厂PM_2.5及SO₃的排放控制迫在眉睫。

采用湿式电除尘器(WESP)作为终端设备，是目前对燃煤电厂烟气中PM_2.5及SO₃进行有效控制的重要技术手段之一。高朋等^[12]采用计算流体力学(CFD)软件，分析某116 MW机组管式湿式电除尘器的流场特性，并对其气流分布进行组织和优化，指导湿式电除尘器的设计工作，但未涉及相关性能参数的测定。赵磊等^[13-14]通过现场实测手段(使用DPI细颗粒物采样仪)，分析了某300 MW机组湿式电除尘器对PM_2.5的脱除能力，其PM_2.5脱除效率可达75%以上，鉴于现场工程条件所限，对其脱除机理及影响因素未进行充分分析，且未涉及SO₃测试。沈志刚等^[15]现场实测了某12 MW机组湿式电除尘器的PM_2.5及SO₃的减排性能，但因其湿式电除尘器投运较早，部分设计尚不成熟，其PM_2.5及SO₃的减排能力有限，脱除效率分别仅为38%、32%。雒飞等^[16]基于实验室分析，研究了电压、烟温和入口浓度等对湿式电除尘器脱除PM_2.5及SO₃性能的影响，发现烟气中的SO₃可增强湿式电除尘对PM_2.5的脱除效果，但SO₃浓度较高时，该规律是否仍然适用，该文并未述及。本研究通过实验，系统分析了湿式电除尘器对PM_2.5及SO₃的脱除规律，尤其是高SO₃浓度对湿式电除尘器性能的影响及其应对措施；结合实际工程项目，分析了湿式电除尘器的适用场合及与其他技术的耦合特性，为湿式电除尘技术的宽范围、多场合应用提供参考。

4. 结论

1)通过开展实验室实验，设置电源供电电压分别为35、45、55 kV时，湿式电除尘器对总尘的脱除效率分别为60.8%、75.2%、82.4%，对PM_2.5的脱除效率分别为53.7%、67.1%、76.8%，对SO₃的脱除效率分别为43.4%、58.6%、72.7%。随着电压的增加，各粒径段颗粒的分级脱除效率均有明显提升，但提升幅度不同，0.1~1 μm颗粒的分级脱除效率提升最为明显；随着入口烟尘浓度的升高，湿电场对SO₃的脱除性能有一定程度的提升；随着入口SO₃浓度的升高，湿电场对烟尘的脱除性能先提升后降低，且SO₃浓度过高，容易在放电极线周围形成高密度的空间电荷，降低极线附近的电场强度及离子浓度，最终导致电晕电流降低；采用降温的方式来提高湿电场的烟尘及SO₃脱除性能，湿式电除尘器前降温程度从0 ℃到5 ℃，其综合除尘效率从60.8%提高到83.2%，SO₃脱除效率从52.2%提高到67.5%，湿式电除尘器后降温幅度分别为3 ℃和5 ℃时，SO₃还会分别进一步降低20.2%、29.3%。

2)通过3个工程项目的现场调研或实测，进一步研究了湿式电除尘器对烟尘、SO₃的脱除性能及适用范围。湿式电除尘器不论单独使用，还是与其他相关技术耦合应用，均对烟尘及SO₃有较高的脱除效率。湿式电除尘器对烟尘及SO₃脱除效率分别为63.5%~88.3%、65.1%~71.9%，与湿法脱硫耦合使用，效率分别达82.1%、86.1%，与相变凝聚器(PCA)耦合使用，效率分别达92.3%、90.1%。

参考文献 (33)

温湿电场对PM_2.5及SO₃的脱除性能

作者简介: 黄怡民(1986—)，女，硕士，讲师。研究方向：大气化学与污染控制。E-mail：peace101@yeah.net

通讯作者: 黄怡民, E-mail: peace101@yeah.net