入口位置对多入口旋风分离器性能的影响

董思捷, 杨柳, 张子慧, 王博, 姜云超. 入口位置对多入口旋风分离器性能的影响[J]. 环境工程学报, 2021, 15(2): 618-625. doi: 10.12030/j.cjee.202005067
引用本文: 董思捷, 杨柳, 张子慧, 王博, 姜云超. 入口位置对多入口旋风分离器性能的影响[J]. 环境工程学报, 2021, 15(2): 618-625. doi: 10.12030/j.cjee.202005067
DONG Sijie, YANG Liu, ZHANG Zihui, WANG Bo, JIANG Yunchao. Effect of inlet position on the performance of a multi-inlet gas cyclone[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(2): 618-625. doi: 10.12030/j.cjee.202005067
Citation: DONG Sijie, YANG Liu, ZHANG Zihui, WANG Bo, JIANG Yunchao. Effect of inlet position on the performance of a multi-inlet gas cyclone[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(2): 618-625. doi: 10.12030/j.cjee.202005067

入口位置对多入口旋风分离器性能的影响

    作者简介: 董思捷(1995—),男,博士研究生。研究方向:旋流分离工程。E-mail:dongsj19@lzu.edu.cn
    通讯作者: 王博(1978—),男,博士,教授。研究方向:旋流分离工程、大气污染控制。E-mail:wangbo@lzu.edu.cn
  • 基金项目:
    国家自然科学基金青年科学基金资助项目(51708268);甘肃省重点研发项目(18YF1GA103)
  • 中图分类号: X701.2

Effect of inlet position on the performance of a multi-inlet gas cyclone

    Corresponding author: WANG Bo, wangbo@lzu.edu.cn
  • 摘要: 对称多入口结构有助于提高旋风分离器的性能,但入口位置的选择尚无明确的规范。在Lapple型旋风分离器的基础上,设计了4种不同入口位置的四入口旋风分离器,并采用数值模拟方法研究了入口位置对于其流场和分离性能的影响。结果表明:当入口在径向外侧时,切向速度能够保持稳定,短路流量占比较低,此时压降较低,分离效率较高;而当入口在径向内侧时,切向速度会降低,短路流量占比增大,此时压降降低,分离效率也大幅下降。入口在轴向方向的位置对于流场和性能的影响并不明显,而径向外侧、轴向上方的入口设计为最优方案。
  • 河流上覆水中的重金属可以通过沉淀、吸附、络合等作用,在河床表层底泥中富集[1-2]。当水体条件发生改变时,底泥中的重金属会通过氧化还原、溶解、解吸等作用,从河床表层底泥中释放,造成上覆水体的污染[3-4]。国内外普遍使用疏浚治理河湖底泥,但是疏浚工程会产生大量含有重金属的疏浚底泥,疏浚底泥含水率高、热值低,不适合传统焚烧方法处理[5-6]。近年来,稳定化技术被用于重金属废水、污染土壤等治理工作,通过加入药剂使沉积物中重金属发生物理化学反应,从而降低重金属的溶解性和迁移性,以达到良好的稳定化效果[7]。传统的稳定化药剂采用水泥、磷灰石等化学药剂,但存在处理后土壤板结、增容等缺点[8]。因此,本研究拟采用壳聚糖、膨润土、生物炭等天然材料,开发处理效果好、价廉易得的重金属稳定剂。

    壳聚糖 (CTS) 是第二大天然线性化合物,具有无毒、无害、生物可降解性以及能通过自身丰富的基团络合重金属等特性,是一种良好的吸附重金属的材料[9]。宋俊颖等[10]利用CTS处理重金属污染土壤,当CTS投加量为7%时,铜离子的稳定化率达到92.36%。YAN等[11]利用CTS处理Cr和Hg复合型重金属污染的土壤,7 d后,土壤中有效态重金属的含量降低明显且残渣态含量升高。我国膨润土矿产资源丰富,价格低廉,具有较大的表面积、良好的吸附性、离子交换性和黏结性等优势,在底泥重金属稳定化技术中广泛应用[12]。杨秀敏等[13]通过等温吸附实验,研究了钠基膨润土对Cu2+、Zn2+、Cd2+的吸附情况,发现钠基膨润土 (NaBent) 对3种金属具有良好的吸附能力,能够降低土壤中有效型重金属的含量。这2种材料在我国产量大且易得,因此,可以使用CTS对NaBent进行改性,得到一种处理底泥重金属能力更高的复合型稳定剂。

    本研究采用壳聚糖改性钠基膨润土稳定剂 (NaBent-CTS) 对底泥中的Cu2+、Zn2+、Cd2+进行单一和复合的重金属稳定化实验,通过改变稳定剂投加量、底泥pH和底泥液固比寻求稳定重金属的最佳工况点;通过毒性特征沥滤方法 (TCLP) 进行重金属浸取,以重金属稳定化率作为处理效果的重要指标,探究实验条件的改变对重金属稳定化效果的影响以及重金属之间存在的竞争吸附关系,旨在为温瑞塘河底泥重金属稳定化处理提供相关的研究基础。

    实验疏浚底泥取自温州市温瑞塘河,使用环保绞吸式挖泥船采集底泥样品。将采集到的样品灌入洁净的聚乙烯桶中,密封后运回实验室自然风干,研磨,过100目筛,分析其各理化指标。疏浚底泥含水率为55.43%,溶解性有机碳 (DOC) 质量分数为265.63 mg·kg−1,pH为7.68,总磷质量分数为1.22 g·kg−1,氨氮质量分数为30.57 mg·kg−1,重金属Cu、Zn、Cd的质量分数分别为188.62、386.89和161.28 mg·kg−1。对疏浚底泥采用TCLP法进行重金属浸取,浸取后重金属Cu2+、Zn2+和Cd2+的质量浓度分别为0.793、0.960 和1.421 mg·L−1

    由测试结果可知,疏浚底泥中的Zn、Cu和Cd的含量均超出《围填海工程填充物质成分限值》 (GB 30736-2014) 的要求,因此将Zn、Cu和Cd3种重金属作为研究对象。

    以未受重金属污染的温瑞塘河底泥为母质,分别添加锌、铜和镉的标准储备液进行实验底泥的配制。保持实验底泥含水率为50%左右,灌入洁净的聚乙烯桶中,在密封、室温的条件下放置14周后,室内自然风干,研磨,过100目筛备用。Cu2+、Zn2+和Cd2+实验底泥重金属浸取液质量浓度分别为1.598、1.714和1.701 mg·L−1

    本实验以无毒无害、价廉易得为标准,选取CTS和NaBent作为稳定药剂的制作材料,实验药剂信息如表1所示。

    表 1  实验药剂信息
    Table 1.  Information of experimental agents
    序号名称种类化学式纯度稳定机理厂家
    1CTS有机(C6H11NO4)N化学纯羟基、氨基等高分子基团与重金属离子螯合配位Adamas
    2NaBent无机Nax(H2O)4(Al2-xMg0.83) (Si4O10) (OH)2分析纯Na+、Al2+、Mg2+等离子与重金属离子发生离子交换反应Adamas
     | Show Table
    DownLoad: CSV

    取6 g CTS (90%+) 溶于150 mL的5%醋酸溶液中,使用折叶式搅拌器将其缓慢充分溶解。向壳聚糖溶液中,缓慢加入30 g NaBent充分浸润3 h,在46 ℃恒温水浴锅中,连续搅拌4 h成糊状,加入一定量的氢氧化钠溶液,调节pH至9,缓慢搅拌10 min,沉淀壳聚糖2 h,用蒸馏水冲洗沉淀至pH为7~8,在转速为3 500 r·min−1的条件下离心分离15 min,取下层沉淀,放入烘箱在85 ℃下烘干,研磨,过100目筛,制得壳聚糖负载率为9.22%的NaBent-CTS。

    称取风干过筛的底泥样品60 g,保持底泥pH为7,底泥液固比为1.5∶1,以稳定剂投加量 (稳定剂与干底泥的质量之比) 为1%、3%、5%、7%、10%进行单一重金属和复合重金属稳定化实验;保持稳定剂投加量为5%,底泥液固比为1.5∶1,以底泥pH为5、6、7、8、9进行单一重金属和复合重金属稳定化实验。保持稳定剂投加量为5%,底泥pH为7,以底泥液固比 (液体体积与干底泥质量之比,单位为mL∶g) 为1∶1、1.3∶1、1.5∶1、1.7∶1、2∶1进行单一重金属和复合重金属稳定化实验,每个样品充分混匀8 h,室温下密封放置7 d,进行稳定化处理,稳定后的底泥放置在实验室,自然风干,研磨,过100目筛,每组实验均设置3个平行,均以未经处理的底泥作为对照。

    稳定化后的底泥采用TCLP法和我国固体废物标准浸取程序 (水平振荡法,HVM法) 进行重金属的浸取[14]。由于各实验底泥pH均大于5,因此选用2号浸取剂 (将5.7 mL冰醋酸溶入去离子水中,定容至1 L,保持溶液pH为2.88±0.05) 。称取12 g实验底泥,置于500 mL锥形振荡瓶中,按照液固比=20∶1加入浸取剂,在25 ℃条件下,恒温水浴水平往复振荡20 h,用稀硝酸淋洗抽滤器,用0.45 μm的滤膜过滤收集浸取液,4 ℃下密封保存,待测。稳定化率计算方法见式 (1) 。

    η=c0c1c0×100% (1)

    式中:η为重金属的稳定化率;c0为加稳定剂前底泥样品的重金属浸取液质量浓度;c1为加稳定剂后底泥样品中重金属浸取液质量浓度。

    针对稳定化14 d后和未经处理的疏浚底泥,采用BCR连续提取法对其中的重金属进行连续提取。测定不同阶段提取的重金属质量分数,计算疏浚底泥中酸可提取态、可氧化态、可还原态和残渣态的重金属占比,稳定性由大到小为残渣态、可还原态、可氧化态、酸可提取态。

    使用XRD、SEM、FT-IR、XPS、BET表征手段,观察NaBent-CTS微观结构及形貌特征,分析其晶相组成、晶面取向和基团结构等表面特性。

    1) FT-IR分析。图1为CTS、NaBent和NaBent-CTS的红外光谱。在CTS红外光谱中,3 438 cm−1处的吸收峰为氨基N—H和羟基O—H的伸缩振动吸收峰,2 926 cm−1处的吸收峰为C—H伸缩振动吸收峰,1 657 cm−1处的吸收峰为酰胺Ⅰ谱带吸收峰,1 593 cm−1处的吸收峰为酰胺Ⅱ谱带吸收峰,1 420 cm−1处的吸收峰为羟基O—H面内弯曲振动吸收峰,1 161 cm−1处为伯羟基O—H的吸收峰,1 072 cm−1处为仲羟基O—H的吸收峰[15]。在NaBent红外光谱中,3 618 cm−1处为NaBent层间Si—Al—OH中羟基O—H伸缩振动峰,3 476 cm−1处为层间水分子的O—H羟基伸缩振动峰,1 632 cm−1处为NaBent层间水分子O—H弯曲振动峰,990 cm−1处为Si—O—Si不对称伸缩振动峰,515 cm−1处为Si—O—Al弯曲振动峰[16]。由NaBent-CTS与CTS和NaBent的红外光谱比较结果可知:3 624 cm−1处的吸收峰显著增强,峰面积变大,说明壳聚糖进入钠基膨润土层间,使层间的O—H羟基基团增多;1 428 cm−1处羟基弯曲振动吸收峰增强,在1 113 cm−1处出现羟基弯曲振动吸收峰,说明壳聚糖成功负载在钠基膨润土上;3 434 cm−1处为钠基膨润土层间水分子O—H羟基伸缩振动峰与壳聚糖中氨基N—H弯曲振动峰的合并峰;507 cm−1处Si—O—Al吸收峰面积和强度增大,表明在Si—O—Al处发生了化学吸附,1 657 cm−1与1 593 cm−1处的酰胺谱带吸收峰消失,因此,壳聚糖上的酰胺与Si—O—Al之间可能发生了化学吸附;994 cm−1处为Si—O—Si与羟基O—H振动峰的合并峰。

    图 1  CTS、NaBent和NaBent-CTS的FT-IR
    Figure 1.  FT-IR spectra of CTS, NaBent and Nabent-CTS

    2) XRD分析。由图2可知,NaBent与NaBent-CTS衍射峰首峰的位置θ分别为3.58°和3.567 5°。层间距可根据Bragg方程[17]计算得出。计算方法见式 (2) 。

    图 2  NaBent和NaBent-CTS的XRD
    Figure 2.  XRD patterns of NaBent and Nabent-CTS
    2dsinθ=nλ (2)

    式中:d为层间距;θ为入射线与反射晶面之间的夹角;λ为波长,Cu靶Ka射线 (λ=0.154 06 nm) ;n为反射级数,n=1。

    由式 (2) 可知,NaBent的层间距为1.233 6 nm,NaBent-CTS的层间距为1.237 9 nm,NaBent层间距在负载CTS前后未发生明显改变,由红外光谱分析结果可知,存在部分CTS进入NaBent层间。

    3) SEM与BET分析。由图3可知,NaBent的外貌发生了明显的变化,NaBent颗粒表面结构较平整,NaBent-CTS颗粒表面更加粗糙。经BET分析,NaBent与NaBent-CTS的比表面积分别为21.036 m2·g−1和14.609 m2·g−1,NaBent改性后比表面积减少,这是因为CTS负载在NaBent表面,堵塞了孔隙,导致比表面积降低[18]

    图 3  NaBent和NaBent-CTS的SEM
    Figure 3.  SEM images of NaBent and Nabent-CTS

    1) 复合前后稳定效果的比较。由图4~图6可知,在pH为7、液固比为1.5:1时,随着3种重金属稳定剂投加量的递增,Cu2+、Zn2+和Cd2+的稳定化率也逐渐递增,达到一定投加量后,NaBent-CTS对Cu2+、Zn2+和Cd2+的稳定化率趋于稳定。对比3种稳定剂效果,NaBent-CTS对Cu2+、Zn2+和Cd2+的稳定效果最佳,且在较低的投加量下可达到较好的稳定效果。投加量为5%时,Cu2+的稳定化率达到稳定,浸取液质量浓度由1.714 mg·L−1降至0.213 mg·L−1,稳定化率为87.56%;投加量为7%时,Zn2+的稳定化率达到稳定,浸取液质量浓度由1.598 mg·L−1降至0.226 mg·L−1,稳定化率为85.85%;投加量为7%时,Cd2+的稳定化率达到稳定,浸取液质量浓度由1.701 mg·L−1降至0.277 mg·L−1,稳定化率为83.71%。与NaBent-CTS相比,CTS稳定重金属效果较差,NaBent稳定效果最差,均在投加量为10%时,稳定化率达到最大。

    图 4  3种稳定剂对Cu2+的稳定效果
    Figure 4.  Stabilization effect of three kinds of stabilizer on Cu2+
    图 5  3种稳定剂对Zn2+的稳定效果
    Figure 5.  Stabilization effect of three kinds of stabilizer on Zn2+
    图 6  3种稳定剂对Cd2+的稳定效果
    Figure 6.  Stabilization effect of three kinds of stabilizer on Cd2+

    由此可知,CTS改性NaBent后,NaBent-CTS稳定重金属的能力得到提升,并且在较低投加量的情况下达到较好的稳定效果。虽然NaBent改性后比表面积有一定程度的降低,但NaBent中的CTS中含有大量的羟基和氨基,这2类基团对重金属有极强的螯合能力,通过CTS表面的内扩散作用,重金属离子更易进入NaBent中,与Na+、Al3+等金属离子发生离子交换作用,使NaBent表现出较高的吸附性能[19]

    2) NaBent-CTS投加量对单一重金属稳定化率的影响。图7表明了在pH为7与实验底泥液固比为1.5∶1时,稳定剂投加量的变化对Cu2+、Zn2+和Cd2+稳定化率的影响。随着稳定剂投加量的增加,Cu2+、Zn2+和Cd2+的稳定化率也随之升高,达到一定程度后稳定化率基本保持稳定。Cu2+、Zn2+和Cd2+的稳定化率分别在药剂投加量为5%、7%和7%时达到稳定,稳定化率为87.56%、85.85%和83.71%。

    图 7  稳定剂投加量对实验底泥中单一重金属稳定化率的影响
    Figure 7.  Effects of dosage of stabilizer on stabilization rate of single heavy metal in sediment

    NaBent-CTS中存在氨基官能团与羟基官能团,具有与重金属离子形成配位键的能力,从而螯合重金属,并且稳定剂中含有众多Na+、Al3+离子,可通过离子交换作用来吸附重金属。随着稳定剂投加量的增大,能够提供的配位键的数量与吸附比表面积不断增多,能够吸附更多的重金属离子,使3种重金属离子的稳定化率不断提高;稳定剂投加量继续增大,稳定剂颗粒之间相互黏结,比表面积减少,导致稳定化率增幅变小。

    3) 底泥pH对单一重金属稳定化率的影响。图8表明了在稳定剂投加量为5%与实验底泥液固比为1.5:1时,底泥pH对Cu2+、Zn2+和Cd2+稳定化率的影响。3种重金属稳定化率均随pH的上升呈先升高后降低的趋势,Cu2+、Zn2+和Cd2+稳定化率分别在pH为7、6和7时达到稳定,Cu2+浸取液质量浓度由1.714 mg·L−1降至0.283 mg·L−1,Zn2+浸取液质量浓度由1.598 mg·L−1降至0.346 mg·L−1,Cd2+浸取液质量浓度由1.701 mg·L−1降至0.433 mg·L−1,稳定化率分别为83.47%、78.35%和74.57%。出现上述现象的原因如下:当pH小于7时,H+的质量浓度较高,占据了稳定剂的吸附位,与重金属离子形成竞争吸附关系,导致重金属稳定化率较低;当pH大于7时,部分OH会与重金属离子形成沉淀,难以被稳定剂吸附,经过TCLP浸取实验,氢氧化物沉淀溶于酸性浸取剂中,导致稳定化率下降。

    图 8  pH对实验底泥中单一重金属稳定化率的影响
    Figure 8.  Effect of pH on stabilization rate of single heavy metal in sediment

    4) 底泥液固比对单一重金属稳定化率的影响。图9表明了在pH为7与稳定剂投加量为5%时,实验底泥液固比的变化对Cu2+、Zn2+和Cd2+稳定化率的影响。液固比对3种重金属稳定化率影响不明显,Cu2+、Zn2+和Cd2+稳定化率分别在液固比为1.3∶1、1.7∶1和1.5∶1时达到稳定,Cu2+浸取液质量浓度由1.714 mg·L−1降至0.260 mg·L−1,Zn2+浸取液质量浓度由1.598 mg·L−1降至0.251 mg·L−1,Cd2+浸取液质量浓度由1.701 mg·L−1降至0.338 mg·L−1,稳定化率分别为84.82%、84.32%和80.13%。出现上述趋势的原因如下,在液固比较小的条件下,溶剂中的重金属质量浓度与底泥孔隙水中的重金属质量浓度在较短的时间内达到平衡,抑制了底泥孔隙水中的重金属向溶剂中扩散的趋势[20]。随着液固比逐渐升高,溶剂与底泥孔隙水中的重金属质量浓度需要在较长的时间内达到平衡,使得扩散作用能够在较长时间内持续进行,释放到溶剂中的重金属也增多,使稳定化率增加。并且含水率不同的实验底泥在7 d稳定化期中内部成分的变化也不同,会间接影响底泥中矿物颗粒与胶体颗粒之间的相互作用,从而改变实验底泥中重金属的存在形态和活性[21]

    图 9  液固比对实验底泥中单一重金属稳定化率的影响
    Figure 9.  Effects of liquid to solid ratio on stabilization of single heavy metal in sediment

    图10可知,在pH为7与疏浚底泥液固比为1.5∶1时,稳定剂投加量对复合重金属的稳定化率存在较大的影响。随着稳定剂投加量的不断增大,Cu2+、Zn2+和Cd2+稳定化率也逐渐升高。在稳定剂投加量为5%时,稳定化率达到了最佳值,Cu2+浸取液质量浓度由0.793 mg·L−1降至0.211 mg·L−1,Zn2+浸取液质量浓度由0.960 mg·L−1降至0.278 mg·L−1,Cd2+浸取液质量浓度由1.421 mg·L−1降至0.591 mg·L−1,稳定化率分别为73.36%、71.00%、58.38%。

    图 10  稳定剂投加量对复合重金属稳定化率的影响
    Figure 10.  Effect of stabilizer dosage on stabilization rate of composite heavy metals

    在稳定剂投加量超过5%时,Zn2+和Cd2+稳定化率呈现下降的趋势。这可能是稳定剂颗粒之间相互黏结,比表面积减少,导致重金属离子之间竞争吸附作用增强。而竞争力较弱的Zn2+和Cd2+脱离吸附位点,导致稳定化率下降。

    图11可知,在稳定剂投加量为5%与疏浚底泥液固比为1.5:1时,底泥pH的变化对复合重金属稳定化率的影响非常明显。在pH为7时,复合重金属稳定化率达到了最大值,Cu2+浸取液质量浓度由0.793 mg·L−1降至0.180 mg·L−1,Zn2+浸取液质量浓度由0.960 mg·L−1降至0.239 mg·L−1,Cd2+浸取液质量浓度由1.421 mg·L−1降至0.549 mg·L−1,稳定化率分别为77.24%、75.03%、61.33%。

    图 11  底泥pH对复合重金属稳定化率的影响
    Figure 11.  Effect of pH of sediment on stabilization rate of composite heavy metals

    图12可知,在pH为7与稳定剂投加量为5%时,随着底泥液固比的增大,Cu2+、Zn2+和Cd2+的稳定化率逐渐上升。在液固比为1.5:1时逐渐稳定,Cu2+浸取液质量浓度由0.793 mg·L−1降至0.180 mg·L−1,Zn2+浸取液质量浓度由0.960 mg·L−1降至0.239 mg·L−1,Cd2+浸取液质量浓度由1.421 mg·L−1降至0.592 mg·L−1,稳定化率分别为77.26%、75.11%、58.32%。

    图 12  底泥液固比对复合重金属稳定化率的影响
    Figure 12.  Effects of liquid to solid ratio in sediment on stabilization of composite heavy metals

    Cd2+的稳定化率随着底泥液固比增大出现降低的趋势。原因可能是,随着液固比的增大,含水率升高,释放到溶剂中的重金属也增多,但稳定剂表面的吸附位点数量一定,使竞争能力较差的Cd2+脱离吸附位点,导致稳定化率下降。

    综上所述,在稳定剂投加量为5%、底泥pH为7、底泥液固比为1.5:1时,NaBent-CTS对复合重金属的稳定化率最好,稳定化率分别达到75.95%、73.71%和59.00%。3种重金属离子之间的竞争吸附关系为Cu2+>Zn2+>Cd2+

    图13图14所示,在稳定化处理底泥前,Cu2+、Zn2+、Cd2+的存在形态以酸可提取态和可还原态这两种不稳定形态占比较大,可氧化态和残渣态这两种稳定形态占比较小。经NaBent-CTS稳定化处理14 d后,可氧化态和残渣态这两种形态占比显著提高,表明NaBent-CTS具有良好的稳定重金属的效果。

    图 13  NaBent-CTS处理底泥前后各重金属存在形态变化
    Figure 13.  Changes of each heavy metal forms in sediment before and after NaBent-CTS treatment
    图 14  NaBent-CTS稳定后底泥重金属形态占比
    Figure 14.  Proportion of heavy metal forms in sediment after NaBent-CTS stabilization

    重金属离子与NaBent-CTS结合后,与稳定剂中的羟基和氨基发生螯合配位作用,并且稳定剂中含有Na+、Al3+等可交换离子,将以酸可提取态和可还原态存在的重金属变成了可氧化态与残渣态的存在形态,从而降低底泥中重金属污染生态环境的风险。

    图15为NaBent-CTS在室温条件下,稳定化处理相同质量浓度Cu2+、Zn2+、Cd2+溶液后的XPS全谱图。可以看出,稳定化处理Cu2+、Zn2+和Cd2+后,XPS图谱中出现Cu2p、Zn2p和Cd3d的轨道峰,充分证明Cu2+、Zn2+和Cd2+已吸附在NaBent-CTS上。NaBent-CTS稳定化处理重金属后,XPS图谱中的Na1s谱峰几乎消失,说明稳定化过程中Cu2+、Zn2+、Cd2+与Na+发生离子交换反应,导致稳定剂中Na+含量骤减。

    图 15  稳定化处理单一重金属前后的XPS
    Figure 15.  XPS spectra before and after stabilization treatment of a single heavy metal

    图16为NaBent-CTS在室温条件下,稳定化处理相同质量浓度Cu2+、Zn2+、Cd2+溶液后的FT-IR光谱图。可以看出,NaBent-CTS稳定Cu2+、Zn2+、Cd2+后没有新的峰出现,3 624、3 405、1 636、1 428、1 113、987 cm−1处的羟基与氨基特征峰发生偏移并且峰强度降低,这是由于重金属与基团之间发生了螯合反应;507 cm−1处Si—O—Al特征峰出现波数偏移与强度降低,这是由于重金属与稳定剂中Al3+离子发生了离子交换反应。稳定化处理Cu2+、Zn2+和Cd2+后,特征峰削弱强度不同,说明NaBent-CTS对Cu2+、Zn2+和Cd2+之间出现选择性吸附。由特征峰削弱强度可知,NaBent-CTS对重金属稳定能力由强到弱为Cu2+>Zn2+>Cd2+,这符合稳定剂处理复合重金属污染底泥的实验结果。

    图 16  稳定化处理单一重金属前后的FT-IR
    Figure 16.  FT-IR spectra before and after stabilization of a single heavy metal

    综上所述,NaBent-CTS稳定重金属过程中存在螯合反应与离子交换反应,重金属离子的螯合配位可能是由CTS中的氨基和羟基、Si—Al—OH和层间水分子O—H的互相作用,这样生成的螯合物可能是高交联的结构,稳定性极强。

    1) 由NaBent-CTS表面特性分析结果可知,NaBent和CTS之间存在化学吸附,大量CTS吸附在NaBent表面,稳定剂表面粗糙但比表面积降低。

    2) 经过CTS改性后的NaBent稳定重金属的能力显著提高,在投加量为5%时,可达到较好的稳定效果。在投加量为5%、pH为7、液固比为1.3∶1时,NaBent-CTS对Cu2+重金属污染底泥的处理效果最好。在投加量为7%、pH为6、液固比为1.7∶1时,NaBent-CTS对Zn2+重金属污染底泥的处理效果最好。在投加量为7%、pH为7、液固比为1.5∶1时,NaBent-CTS对Cd2+重金属污染底泥的处理效果最好。

    3) NaBent-CTS投加量为5%、pH为7、液固比为1.5∶1时,NaBent-CTS对复合重金属污染底泥的重金属稳定化效果最好,Cu2+、Zn2+、Cd2+稳定化率分别达到75.95%、73.71%和59.00%;NaBent-CTS稳定化处理复合重金属污染底泥时,Cu2+、Zn2+、Cd2+之间存在竞争吸附作用,竞争力由强到弱为Cu2+>Zn2+>Cd2+

    4) 采用BCR法分析稳定化处理14 d后底泥中Cu2+、Zn2+、Cd2+的存在形态,可以看出,在NaBent-CTS处理后,底泥中Cu2+、Zn2+、Cd2+的存在形态更加稳定,可氧化态与残渣态比例大幅上升。

  • 图 1  旋风分离器主体结构和入口位置示意图

    Figure 1.  Schematic diagram of main structure and inlet location of the gas cyclone

    图 2  颗粒数对分离效率的影响

    Figure 2.  Effect of particle number on separation efficiency

    图 3  旋风分离器内切向速度的分布

    Figure 3.  Tangential velocity distribution in the gas cyclones

    图 4  旋风分离器内轴向速度的分布

    Figure 4.  Axial velocity distribution in the gas cyclones

    图 5  旋风分离器内径向速度的分布

    Figure 5.  Radial velocity distribution in the gas cyclones

    图 6  旋风分离器内静压强的分布

    Figure 6.  Static pressure distribution in the gas cyclones

    图 7  不同入口位置的旋风分离器的压降

    Figure 7.  Pressure drop of the gas cyclones with different inlet location

    图 8  不同入口位置的旋风分离器的分级效率

    Figure 8.  Grade efficiency of the gas cyclones with different inlet location

    图 9  不同入口位置的旋风分离器的短路流量占比

    Figure 9.  Percentage of short circuiting flow of the gas cyclones with different inlet location

  • [1] HOFFMAN A C, STEIN L E. Gas Cyclones and Swirl Tubes[M]. New York: Springer-Verlag, 2002.
    [2] WANG B, XU D L, CHU K W, et al. Numerical study of gas-solid flow in a cyclone separator[J]. Applied Mathematical Modelling, 2006, 30(11): 1326-1342. doi: 10.1016/j.apm.2006.03.011
    [3] WEI Y, SONG J, SHI M, et al. Numerical simulation of the asymmtric gas phase flow field in a volute cyclone seperator[J]. Progress in Natural Science, 2005, 15(S1): 98-104.
    [4] ZHAO B, SHEN H, KANG Y. Development of a symmetrical spiral inlet to improve cyclone separator performance[J]. Powder Technology, 2004, 145(1): 47-50. doi: 10.1016/j.powtec.2004.06.001
    [5] ZHAO B, SU Y, ZHANG J. Simulation of gas flow pattern and separation efficiency in cyclone with conventional single and spiral double inlet configuration[J]. Chemical Engineering Research & Design, 2006, 84(12): 1158-1165.
    [6] 付烜, 孙国刚, 刘书贤, 等. 单、双入口旋风分离器环形空间流场的数值模拟[J]. 炼油技术与工程, 2010, 40(8): 26-30. doi: 10.3969/j.issn.1002-106X.2010.08.008
    [7] 吴彩金, 马正飞, 韩虹. 直切双入口旋风分离器流场的数值模拟[J]. 煤矿机械, 2010, 31(5): 54-56. doi: 10.3969/j.issn.1003-0794.2010.05.022
    [8] 梁文龙, 戴石良. 螺旋面双入口旋风分离器流场及分离效率的数值模拟[J]. 矿山机械, 2018, 46(2): 50-55. doi: 10.3969/j.issn.1001-3954.2018.02.011
    [9] FU P B, WANG F, YANG X J, et al. Inlet particle-sorting cyclone for the enhancement of PM2.5 separation[J]. Environmental Science & Technology, 2017, 51(3): 1587-1594.
    [10] PEI B, YANG L, DONG K, et al. The effect of cross-shaped vortex finder on the performance of cyclone separator[J]. Powder Technology, 2017, 313: 135-144. doi: 10.1016/j.powtec.2017.02.066
    [11] 蒋梦婷, 王博, 陈言信, 等. 旋风分离器内高速旋转流场的数值计算方法选择[J]. 环境工程学报, 2012, 6(8): 276-284.
    [12] DONG S, JIANG Y, JIN R, et al. Numerical study of vortex eccentricity in a gas cyclone[J]. Applied Mathematical Modelling, 2020, 80: 683-701. doi: 10.1016/j.apm.2019.11.024
    [13] WU J P, ZHANG Y H, WANG H L. Numerical study on tangential velocity indicator of free vortex in the cyclone[J]. Separation & Purification Technology, 2014, 132: 541-551.
    [14] YAZDABADI P A, GRIFFITHS A J, SYRED N. Characterization of the PVC phenomena in the exhaust of a cyclone dust separator[J]. Experiments in Fluids, 1994, 17(1): 84-95.
    [15] DERKSEN J J, DEN AKKER H E A. Simulation of vortex core precession in a reverse-flow cyclone[J]. AIChE Journal, 2000, 46(7): 1317-1331. doi: 10.1002/aic.690460706
    [16] 付烜, 孙国刚, 刘佳, 等. 旋风分离器短路流的估算问题及其数值计算方法的讨论[J]. 化工学报, 2011, 62(9): 2535-2540. doi: 10.3969/j.issn.0438-1157.2011.09.022
  • 期刊类型引用(8)

    1. 李航. 渗滤液处理中反硝化碳源的筛选及应用. 路基工程. 2024(03): 192-195 . 百度学术
    2. 王靖霖,苑宏英,赵鑫,赖姜伶. 醌介体在污水生物脱氮领域的研究进展. 中国给水排水. 2023(12): 44-49 . 百度学术
    3. 孙新乐,曹玉红,范景福. 生物流化床A/O处理含盐高氨氮催化剂污水实验研究. 中外能源. 2022(08): 74-78 . 百度学术
    4. 邹笛,石巧晴,杨晔,柳德军,万春炜,谢志军. 反硝化工艺去除废水中硝酸盐氮的碳源可替代性研究. 安徽化工. 2022(05): 94-97 . 百度学术
    5. 刘鹤莹,张嫚,翟中葳,杨鹏,支苏丽,沈仕洲,张克强. 大薸对奶厅废水主要污染物的去除效果研究. 农业环境科学学报. 2022(11): 2525-2538 . 百度学术
    6. 郑力,江鹰,程晓夏. 铁屑耦合固相反硝化对低碳氮比废水中总氮的处理. 环境工程学报. 2022(11): 3716-3727 . 本站查看
    7. 司家济,张静,张辉,鲍韬. 基于污水厂监测数据的反硝化脱氮影响因素分析. 环境监测管理与技术. 2021(02): 56-59 . 百度学术
    8. 尹鑫,何川,魏立娥,赖发英,倪国荣,胡建民,周春火. 氧化还原介体对短程反硝化细菌亚硝氮积累影响研究. 江西农业大学学报. 2020(03): 619-625 . 百度学术

    其他类型引用(9)

  • 加载中
    Created with Highcharts 5.0.7访问量Chart context menu近一年内文章摘要浏览量、全文浏览量、PDF下载量统计信息摘要浏览量全文浏览量PDF下载量2024-052024-062024-072024-082024-092024-102024-112024-122025-012025-022025-032025-040Highcharts.com
    Created with Highcharts 5.0.7Chart context menu访问类别分布DOWNLOAD: 5.7 %DOWNLOAD: 5.7 %HTML全文: 88.5 %HTML全文: 88.5 %摘要: 5.9 %摘要: 5.9 %DOWNLOADHTML全文摘要Highcharts.com
    Created with Highcharts 5.0.7Chart context menu访问地区分布其他: 94.4 %其他: 94.4 %XX: 3.2 %XX: 3.2 %东莞: 0.1 %东莞: 0.1 %九江: 0.1 %九江: 0.1 %保定: 0.1 %保定: 0.1 %北京: 0.4 %北京: 0.4 %南京: 0.1 %南京: 0.1 %宁波: 0.1 %宁波: 0.1 %常州: 0.1 %常州: 0.1 %广州: 0.1 %广州: 0.1 %德宏: 0.1 %德宏: 0.1 %成都: 0.1 %成都: 0.1 %桂林: 0.1 %桂林: 0.1 %武汉: 0.1 %武汉: 0.1 %江门: 0.1 %江门: 0.1 %济南: 0.1 %济南: 0.1 %深圳: 0.2 %深圳: 0.2 %漯河: 0.1 %漯河: 0.1 %衡阳: 0.1 %衡阳: 0.1 %西安: 0.1 %西安: 0.1 %赣州: 0.1 %赣州: 0.1 %运城: 0.1 %运城: 0.1 %邯郸: 0.1 %邯郸: 0.1 %郑州: 0.3 %郑州: 0.3 %其他XX东莞九江保定北京南京宁波常州广州德宏成都桂林武汉江门济南深圳漯河衡阳西安赣州运城邯郸郑州Highcharts.com
图( 9)
计量
  • 文章访问数:  6246
  • HTML全文浏览数:  6246
  • PDF下载数:  80
  • 施引文献:  17
出版历程
  • 收稿日期:  2020-05-13
  • 录用日期:  2020-10-10
  • 刊出日期:  2021-02-10
董思捷, 杨柳, 张子慧, 王博, 姜云超. 入口位置对多入口旋风分离器性能的影响[J]. 环境工程学报, 2021, 15(2): 618-625. doi: 10.12030/j.cjee.202005067
引用本文: 董思捷, 杨柳, 张子慧, 王博, 姜云超. 入口位置对多入口旋风分离器性能的影响[J]. 环境工程学报, 2021, 15(2): 618-625. doi: 10.12030/j.cjee.202005067
DONG Sijie, YANG Liu, ZHANG Zihui, WANG Bo, JIANG Yunchao. Effect of inlet position on the performance of a multi-inlet gas cyclone[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(2): 618-625. doi: 10.12030/j.cjee.202005067
Citation: DONG Sijie, YANG Liu, ZHANG Zihui, WANG Bo, JIANG Yunchao. Effect of inlet position on the performance of a multi-inlet gas cyclone[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(2): 618-625. doi: 10.12030/j.cjee.202005067

入口位置对多入口旋风分离器性能的影响

    通讯作者: 王博(1978—),男,博士,教授。研究方向:旋流分离工程、大气污染控制。E-mail:wangbo@lzu.edu.cn
    作者简介: 董思捷(1995—),男,博士研究生。研究方向:旋流分离工程。E-mail:dongsj19@lzu.edu.cn
  • 1. 兰州大学资源环境学院,甘肃省细颗粒物污染控制技术与装备工程研究中心,兰州 730000
  • 2. 中国石化催化剂有限公司长岭分公司,岳阳 414012
基金项目:
国家自然科学基金青年科学基金资助项目(51708268);甘肃省重点研发项目(18YF1GA103)

摘要: 对称多入口结构有助于提高旋风分离器的性能,但入口位置的选择尚无明确的规范。在Lapple型旋风分离器的基础上,设计了4种不同入口位置的四入口旋风分离器,并采用数值模拟方法研究了入口位置对于其流场和分离性能的影响。结果表明:当入口在径向外侧时,切向速度能够保持稳定,短路流量占比较低,此时压降较低,分离效率较高;而当入口在径向内侧时,切向速度会降低,短路流量占比增大,此时压降降低,分离效率也大幅下降。入口在轴向方向的位置对于流场和性能的影响并不明显,而径向外侧、轴向上方的入口设计为最优方案。

English Abstract

  • 旋风分离器是一种常见的预除尘设备,广泛应用于环境工程、石油化工等领域。气流进入旋风分离器后先旋转向下运动,产生离心力并将颗粒甩向壁面使其被捕集后进入灰斗;灰斗中的气体反向向上旋转,而颗粒物最终沿着溢流管被排出[1]

    常见旋风分离器为单入口,因此入口结构本身在几何上不具备对称性。若入口不对称,会导致其内部流场不完全对称,从而影响旋风分离器的性能[2-3]。许多学者通过实验和数值模拟研究了对称多入口结构的旋风分离器,结果表明,该结构能提高流场的对称性和稳定性,从而提高气固分离效率[4-8]。而对于对称多入口结构的设计,目前尚未形成统一的标准或规范。

    在设计多入口旋风分离器时,通常应保持入口流量和流速不变。这是因为实际应用的时候风量通常由前端决定,故入口流量应保持不变;而为了保证旋风分离器内部的旋流数和雷诺数不变,流速也应保持不变。因此,在入口流量和流速不变的前提下,入口总面积保持一定。对于多入口旋风分离器的设计,每一单个入口的面积则相应缩小。由于颗粒在入口时的位置会影响分离效率[9],所以,本研究采用数值模拟方法深入分析在设计多入口结构时,入口位置对旋风分离器流场和性能的影响,以确定较高分离效率下的最佳入口位置,以期为具体工程中多入口旋风分离器的设计提供参考。

  • 研究对象为Lapple型单入口旋风分离器,其筒体直径D为200 mm,其余尺寸以mm为单位标注(见图1(a))。以该旋风分离器的筒体结构为基础,设计了4种不同入口位置的四入口旋风分离器(见图1(b)(c))。将原单入口的位置分为大小相等的4个区域,每个区域为四入口旋风分离器的入口位置,其余3个入口对称布置在相同的方位上。每个入口的面积为单入口旋风分离器入口面积的1/4。根据其上(T)、下(B)、左(L)、右(R)的方位分别命名为L-T(左上)、R-T(右上)、L-B(左下)、R-B(右下)。图1(b)中的黑色虚线代表单入口旋风分离器的入口位置,红色实线表示多入口旋风分离器单个入口的位置。

  • 旋风分离器内三维强旋流场的模拟方法[2, 10-11]分为以下3个步骤。

    1) 采用ICEM软件以旋风分离器顶板中心为原点,创建几何模型并划分六面体网格。网格无关性已在前期研究[12]中进行了验证,最终确定的网格数在5×105左右。

    2) 采用Fluent软件求解气相流场。湍流模型选择RSM模型,采用标准壁面函数,压力-速度耦合算法选择SIMPLEC,压力插补格式选择PRESTO,离散格式均采用QUICK格式。入口设置为速度入口,风速16 m·s−1;出口设置为压力出口,表压为0;壁面均设置为无滑移边界。时间步长取0.000 5 s,计算4 000步以保证流场达到稳定状态。

    3) 假设颗粒为稀相流,采用DPM模型追踪颗粒运动。在入口处注入密度为800 kg·m−3的分子筛颗粒进行追踪。灰斗底部设为颗粒捕集面,出口设为颗粒逃逸面。分别注入不同粒径的颗粒,将捕集的颗粒数除以注入的总颗粒数即可得到该粒径的分离效率。由于采用了颗粒随机轨道模型来模拟湍流对颗粒轨迹的影响,所以,注入的颗粒数对于分离效率的计算有一定的影响。图2为1.0 μm颗粒分离效率随颗粒数变化的曲线,当颗粒数达到5 780以后,分离效率无明显波动。

  • 旋风分离器内切向速度的大小决定了离心力的大小,其数值的平方与离心力大小呈正比关系。因此,切向速度大小会影响旋风分离器的分离效率。本研究涉及旋风分离器的5种入口情况产生的内切向速度分布均呈现典型的“兰金涡”结构(见图3),即沿着径向向外的方向,内部形成速度近似线性增长的准强制涡,外部形成速度大致呈反比例减小的准自由涡。切向速度存在一个极大值,其出现的位置可视为内外旋涡的分界线[13]。由图3可知,本研究的不同入口位置的切向速度极大值大都出现在溢流管下端延长线附近,但大小有所不同。与单入口的切向速度相比,R-T和R-B型的切向速度基本一致,而L-T和L-B型的切向速度则整体偏小,且极大值出现的位置略微向中心移动,表明内旋涡有所收缩。此外,切向速度会有负值存在,在单入口中尤为明显,这与涡核偏心现象密切相关[12]

    旋风分离器中的轴向速度分布如图4所示。气流在外侧为下行流,内侧为上行流,中心还存在向下的回流。回流的产生与旋流强度有关,当旋流强度减弱到一定程度时,回流消失[14]。与单入口的轴向速度相比,其余4种四入口结构的轴向速度大致相同,仅在细节上有所差异。例如,在Z=−0.3D处,四入口中心位置的轴向速度明显小于单入口,结合云图分析可知,此处存在上行流与回流之间的碰撞,表明四入口的回流区域相对更大。这可能是由于入口对称性改善使得旋流强度增大导致的。

    在单入口旋风分离器中,径向速度沿中轴线呈现正负交替分布,如图5所示。而在四入口旋风分离器中这一现象基本消失,仅在溢流管底部附近(Z=−0.1D处)和出口管内存在。径向速度的正负交替现象也与涡核偏心有关,通过提高入口对称性可在一定程度上改善这种情况[12]。此外,图5还表明,在溢流管下端始终存在径向向内的二次流。这种流动被称为短路流,会携带一部分颗粒直接逃逸,从而导致分离效率的降低[15]。由于小颗粒的斯托克斯数较小,易随着流体运动,所以短路流对小颗粒的分离效率影响更大[12]

    综上所述,除四入口设计比单入口提高了流场的对称性之外,4个入口之间不同入口位置对于整体流场结构并无明显影响,仅对切向速度的大小产生影响。具体来说,当入口位置在径向外侧时,切向速度与单入口时基本一致;当入口位置在径向内侧时,切向速度会降低;而入口位置的上下变动对切向速度无明显影响。

  • 旋风分离器内的静压由器壁向中心逐渐减小,中心存在负压区域(见图6)。与单入口的静压相比,R-T和R-B型的静压基本一致,而L-T和L-B型的静压则整体偏小。由于本研究给定了压力出口边界条件,出口处的静压始终为0,故静压偏小意味着静压降也较小。而在旋风分离器内的总压一定的情况下,静压降越小,静压转换成的动压也越少,相应的切向速度也较小。因此,静压变化的规律与切向速度的变化规律是一致的。

    进出口的平均总压之差即旋风分离器的压降[1],其数值代表分离器内部气流的机械能损失。考虑到出口直接连通外界环境,气体的动压被直接耗散而无法产生静压恢复,故本研究采用进出口的平均静压差作为压降,代表旋风分离器的总能量损失。本研究中的5种旋风分离器的压降如图7所示。其中,单入口的压降最高,R-T和R-B型的压降分别降低了2%和3%左右,而L-T和L-B型的压降降幅较大,分别为21%和22%左右。后两者的静压降相较于单入口的静压降偏低,表明总的能量损失减小。其原因与切向速度密切相关:1)切向速度较低,意味着需要转换成压降的静压较少,最终耗散的动压能也越小;2)切向速度较低,气流与筒壁间的摩擦损失就越小。

    不同粒径颗粒的分离效率所连成的曲线称为分级效率,可用来表示旋风分离器的分离性能。旋风分离器的分离性能采用分级效率来表示(见图8)。当粒径小于10 μm时,与单入口的分级效率相比,R-T和R-B型的分级效率均整体升高了2%左右,而L-T型的分级效率则降低了6%左右,L-B型的分级效率更是降低了10%左右。主要原因仍然在于切向速度的大小决定了离心力的大小,后两者的切向速度较低,故颗粒的离心力较小,更难以被分离。当粒径大于10 μm时,颗粒的分离效率可达到或接近100%。由此可见,不同入口位置对于分级效率的影响主要体现对小粒径颗粒的分离效率影响。

    由于短路流对小颗粒的分离效率有重要影响,为进一步解释分级效率变化原因,统计了短路流量占总流量的比值。短路流量的计算参照付烜等[16]提出的方法,即按照图5(a)所示的短路流区域范围在溢流管下端的延伸面上切出一个截面(本研究中为Z=−0.7D至Z=−0.8D的一个环形截面),并计算通过该截面的流量。由图9可知,单入口的短路流量占比为26.84%,与之相比R-T和R-B型的短路流量占比相对较低,这也解释了其分级效率整体升高的原因;另外,L-T和L-B型的短路流量占比相对较高,会有更多小颗粒被短路流携带而逃逸,这也是导致分级效率降低的原因之一。

  • 1)对多入口旋风分离器而言,入口位置的不同不会改变旋风分离器的整体流场结构,但会影响切向速度的大小。当入口在径向外侧,即保持入口切向进入时,切向速度大小与单入口时基本一致;当入口在径向内侧时,切向速度则会减小;当入口的径向位置相同时,其上下的位置对流场的影响并不明显。

    2)入口位置的不同会影响旋风分离器的短路流占比。当入口在径向外侧时,短路流量占比减少;反之,在内侧则会增加。这是影响小颗粒分离效率的一个重要因素。

    3)入口位置的不同会影响旋风分离器的压降和分离效率。当入口在径向外侧时,压降较低,分离效率较高;当入口在径向内侧时,压降虽然更低,但同时分离效率也有所下降。当入口的径向位置相同时,入口在轴向上方比在下方时压降略有增大,同时分级效率也略有升高。总体而言,径向外侧、轴向上方的入口设计是最优的。

参考文献 (16)

返回顶部

目录

/

返回文章
返回