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硫酸铵是南方离子型稀土矿区主要浸矿剂，其使用造成大量的氨氮残留在堆浸场土壤和原地浸矿山体中，并不断随淋滤水进入地表水，导致矿区和周边水体氨氮污染。因此，稀土矿区地表水已经被视为尾水进行处理[1-3]。由于堆浸场点和原地浸矿点在矿区呈分散式分布，南方离子型稀土矿区地表水氨氮污染呈现点源污染和面源污染的双重特征，水体除了氨氮质量浓度超标(30~300 mg·L−1)外，还呈现强酸性、COD含量低等特点[4]。目前，以生化法去除水体中氨氮是稀土矿区尾水处理的主流工艺，其工艺流程主要有“pH调节+絮凝沉淀+生化处理池(AO2)+二沉池+后处理的处理模式”[5]和“混合沉淀池+格栅槽+调节池+渗滤复合系统A(好氧系统)+渗滤复合系统B(厌氧系统)+消毒后排放”的双级渗滤耦合系统处理模式[6]。与城市污水处理相比，离子型稀土矿区尾水因其酸性强、低COD等特点使得生化处理运行成本偏高[7-8]。在暴雨时节，水土流失导致的浑浊水流，又加重了末端处理负荷，且严重影响生化池处理效果[9-10]；而冬季降雨量小、水流量少，尾水氨氮浓度高于夏季，且冬季气温较低，微生物活性降低，氨氮处理能力下降，导致出水难以达标排放[11]。因此，有必要针对稀土矿区尾水的污染特点，在上游支流设置拦沙坝-可渗透性反应墙(Permeable Reactive Barriers)复合系统进行过程拦截，以调蓄水量、拦截悬浮物和泥沙、消减氨氮、提高pH，从而减轻末端处理压力，提高稀土矿区尾水的处理效果。
在地表水原位净化技术中，透水坝是比较常见方法，其为基于人工湿地原理和快速渗滤机理而开发的一种非点源控制技术，也可视为地表PRB的一种形式[12-13]。董慧峪等[14]针对山溪河流的特征，以粒径2~10 cm砾石在河段内的水生植物带建设三级透水坝，河水浊度的平均去除率约为25%，氨氮的去除率表现为夏季(25.7%)>春季(17.5%)>秋季(13.3%)。朱柏林等[15]采用质量比1∶1的沸石(粒径1~2 mm)与铝基锁磷剂组合作为滤料，并控制渗流量为0.11 L·min−1的条件下，在37 d内循环11次，氨氮去除率达46.7%。刘露等[16]在实验室进水流量为5 L·min−1的条件下，以体积比3∶2的沸石(粒径1.0~1.5 cm)和砾石(粒径1.5~2.5 cm)作为滤坝基质，发现基质厚50 cm时生物挂膜最多，水体净化效果最好，氨氮去除率达到了68.02%~69.37%。 由于离子型稀土矿区尾水的强酸性和低COD特征，地表PRB不宜采用耦合生物处理，而低渗流量循环处理方式也无法适应稀土矿区小流域水体流量水平，因此，在离子型稀土矿区构建地表PRB的滤料配比，不仅要达到一定的污染物去除效果，同时需要满足小流域流量的需求。
沸石具有阳离子交换容量高、空隙体积大和NH4+亲和力强的特点，且其粒径越小，离子交换能力越强[17]；沸石具有一定的碱性[18]，有利于酸性废水pH的提升；同时，沸石也是良好的土壤改良材料[19]，吸附氨氮后可回用于稀土矿区周边的农田、果园或山林等地，实现氨氮的资源化利用。通过实地调查，本研究选定定南县岭北镇某稀土矿区一条水体流量10~300 t·d−1的支流作为实际建设地表PRB的拦截对象。针对该支流的流量和水质特点，以沸石为填料，模拟研究了拦沙坝—PRB复合系统中PRB单元的最佳构造参数及其应用效果。首先，研究了不同粒径沸石级配、墙体厚度、水头高度等PRB构造因子与渗流量的关系，以及进水口位置对水流通过PRB路径的影响；其次，基于获得的构造因子取值范围和目标支流的水流水质条件优化PRB装置以及设定其他实验条件，测定氨氮去除效果、出水pH的提升效果以及泥沙拦截效果，并探讨了影响处理效能的因素及其对策，以期指导离子型稀土矿区小流域拦砂坝-PRB建造，促进离子型稀土矿区小流域地表水环境的改善。
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1)填料和试剂。填料为购自于内蒙古赤峰恒源矿产品有限公司的天然斜发沸石，粒径有2~4 mm(粗粒)、0.6~1 mm(细粒)2种。分取一部分细粒沸石制备氯化钠改性沸石，用于氨氮去除实验。使用的试剂主要有氯化钠、硫酸铵、硫酸、氢氧化钠，均为分析纯，购自于国药集团化学试剂有限公司。
氯化钠改性沸石的制备方法：在25 ℃下，以自来水配制1 mol·L−1 NaCl溶液100 L，投放20 kg沸石，每隔10 min搅拌1次，每次搅拌2 min，共搅拌5次。然后，再以自来水进行清洗，当使用硝酸银检测不到水中氯离子时，清洗结束。最后将沸石以105 ℃烘干备用。
2)实验用水。采用自来水进行不同PRB构造因子对渗流量影响的实验。基于实地调查获得的目标支流水质特征(氨氮质量浓度20~50 mg·L−1，pH为3~4)，以硫酸铵配制氨氮质量浓度为50 mg·L−1、pH为3.6的模拟稀土矿区尾水，用于模拟PRB的氨氮消减实验。根据当地暴雨季节支流溪水泥沙含量，采集目标支流所在稀土矿区的地表土壤，添加自来水，配制泥沙含量为1.49 g·L−1尾水，模拟雨季稀土矿区支流的浑浊水体，用于模拟PRB的泥沙拦截实验。
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PRB实验装置采用有机玻璃板制作，构造如图1所示。装置的主体是填料槽，槽内高度13.5 cm，宽度20 cm，长度110 cm。槽内设有一活动挡板，槽两边内壁上凿有插槽，挡板插进不同槽内，可得到不同的PRB厚度。活动挡板高12 cm，其上布满透水孔(d=3 mm)，通过对透水孔的塞堵控制出水口的高度。在PRB前端设有进水阱，宽20 cm，长12 cm，高23.5 cm。在填料槽一侧的阱壁上，12 cm以下部分布满透水孔，通过对透水孔的塞堵，改变进水口的高度；在其对面阱壁上的不同高度布设溢流孔，用来调节水头高度。PRB水头高度与出水口高度差即水位差，是水流动力来源。依据拟定级配(细粒沸石占其与粗粒沸石混合后总沸石重量的百分比)和PRB填充体积(高度均为12 cm，厚度根据实验条件而定)称取2种不同粒径的沸石，并搅拌均匀，然后填入槽内。
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1)填料级配对PRB渗流量的影响。设置0、2.5%、5%、10%、15%、25% 6个级配水平处理。在PRB厚50 cm、进水口高度与PRB等高、水位差为6 cm(即PRB水头高度为12 cm，出水口高度为6 cm)的条件下运行PRB系统，测定渗流量。
2) PRB厚度对PRB渗流量影响实验。设置50、60、70、80、90 cm 5个PRB厚度。根据实验1)结果选定最佳填料级配，并在进水口高度与PRB等高、水位差6 cm的条件下运行PRB系统，测定渗流量。
3)水位差对PRB渗流量的影响。设置1、2、3、4、5、6 cm 6个水位差梯度处理(通过调整不同出水口高度获得不同的水位差)。在PRB厚50 cm，其他实验条件同实验2)条件下运行PRB系统，测定渗流量。
4)进水口位置对PRB渗流量的影响。设置3个进水口高度处理：与PRB等高、1/2PRB高度、1/3PRB高度。填料级配同实验2)，在PRB厚度为50 cm、PRB出水口高度为6 cm的条件下运行PRB系统，通过水头高度来调节水位差，逐步提高水头高度(12.0~15.0 cm)，测定渗流量，并观察水流通过PRB的路径变化。
5)静态沸石氨氮吸附效果。根据实验1)结果选定的最佳填料级配，取0.6~1 mm改性沸石和2~4 mm天然沸石共2 g混合放入1 000 mL容量瓶，加入400 mL模拟含氨氮尾水，以200 r·min−1振荡4 h，过0.45 μm滤膜，测定滤液氨氮浓度。更换尾水重复以上操作，当滤液氨氮质量浓度与尾水初始氨氮质量浓度无明显差异时，将400 mL尾水减为100 mL，其他操作不变，当滤液氨氮质量浓度与尾水初始氨氮质量浓度再无明显差异时，实验结束，计算单位质量沸石去除氨氮的量。
6) PRB去除尾水氨氮效果。首先，考察PRB消减尾水氨氮效果及对出水pH变化，由高到低设置4.0、3.2、2.6 L·min−1 3个连续阶梯渗流量水平处理。模拟尾水同上，根据实验1)结果选定最佳填料级配，根据实验4)选定最佳进水口高度，在厚度为50 cm、出水口高度为6 cm的条件下运行PRB系统，并且每隔720 min通过调整不同的水头高度改变1次渗流量，720 min内分别在1、2、5、10、30、60、120、180、240、300、600、660、720 min时间点采集出水口水样，一部分用于测定pH，一部分过0.45 μm滤膜，测定滤液氨氮质量浓度。其次，考察PRB厚度对PRB消减氨氮效果的影响，设置50 cm和70 cm 2个PRB厚度处理。渗流量为3.6 L·min−1，其他实验条件同上。分别在1、2、5、10、30、60、120、180、240、300、600 min时于出水口取样，过0.45 μm滤膜，测定滤液氨氮质量浓度。
7) PRB去除浑浊尾水泥沙效果。模拟浑浊尾水含沙量1.49 g·L−1，渗流量设定为4.0 L·min−1，分别收集0~25、25~50、50~75、75~100 min 4个时间段的出水，将每次收集的浑浊液搅拌均匀后取样，测定其泥沙含量。PRB装置构造与实验6)中连续阶梯渗流量处理实验相同。
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通过水阀开关和溢流口配合来获得所需的进水阱水位，待其稳定后，将排水接入预先称重的水桶中，同时计时，过一段时间后再称重，以上操作重复3次，然后根据式(1)计算渗流量。
式中：q为单位时间内流经PRB的水流量，即渗流量，L·min−1；t为时长，min；Q为t时间内流经PRB的水流量(以体积计)，L。
水样氨氮含量采用纳氏试剂分光光度法(HJ 535-2009)测定。PRB氨氮累积去除量通过式(2)计算[20]，氨氮去除率根据式(3)计算，并以氨氮去除率来表征PRB对尾水氨氮的去除能力。以PRB去除尾水氨氮实验与静态沸石吸附氨氮实验所得出的单位质量沸石去除氨氮量的比值来表征填料利用率，如式(4)所示。
式中：m为氨氮累计去除量，g；
(ti+1−ti) 为时间间隔，min；C0i+1，C0i 分别为ti+1，ti 时进水氨氮质量浓度，mg·L−1；Ci+1，Ci 分别为ti+1，ti 时出水氨氮质量浓度，mg·L−1；Vi 为渗流量，L·min−1；ω1 为氨氮去除率，%；C0 为PRB进水氨氮质量浓度，mg·L−1；Ct 为t时刻PRB出水氨氮质量浓度，mg·L−1；ϕ 为填料的利用率，%；ϕ1 为静态吸附实验得出的单位质量沸石对氨氮的最大去除量，g·kg−1；ϕ2 为PRB模拟实验得出的单位质量填料对氨氮的去除量，g·kg−1。采用重量法测定模拟尾水中泥沙质量，即将采集的样品静置24 h，去除上清液，烘干残留泥浆，称重，根据式(5)计算尾水泥沙含量，以泥沙去除率来表征PRB拦截泥沙效果，其表达式如式(6)所示。
式中：
ρ 为水样中泥沙含量，g·L−1；Vt 为采样体积，L；ms 为水样中泥沙质量，g；σ1 为泥沙去除率，%；ρ0 为进水泥沙含量，g·L−1；ρ1 为排出水泥沙含量，g·L−1。 -
由图2可以看出，渗流量随着细粒沸石级配的增加而降低。在不同的级配范围呈现出明显不同的下降趋势：当级配在0~10%时，渗流量随级配的增加急剧下降；当级配在10%~15%时，渗流量下降趋势减缓；提高级配至15%~25%时，渗流量下降幅度又开始增大。一般认为，在渗流过程中，构成基本骨架的粗粒沸石对PRB透水性起决定性作用[21]，但不断增加细颗粒含量时，部分细粒会填充到粗颗粒骨架空隙中，降低了骨架孔隙度，导致渗透性逐渐减小。在已报道的有关细粒土在粗粒沙中的含量对渗透系数的影响研究中均发现，细粒土在不同的含量范围，渗透系数下降幅度不同，其结果与本实验中级配对渗流量的影响规律基本一致[22-23]。从本实验结果来看，当细粒沸石级配为10%~15%时，渗流量可达3.4~3.6 L·min−1，实地建设放大60倍后可满足实际溪流的日处理量水平。考虑到细粒越多吸附容量越大，因此，可将细粒占比15%作为本实验中PRB填料的最佳级配。
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当填料的级配确定后，PRB厚度与水位差即成为影响渗流量的关键因子。由图3与图4可以看出，渗流量与PRB厚度呈线性负相关，而与水位差呈线性正相关。这与表征渗流的达西公式一致[24]。因此，可以认为，在此条件下水流主要以渗流方式通过PRB。根据图3和图4中拟合公式得出：PRB厚度每增加10 cm，水位差需要增加0.86 cm才可维持PRB渗流量不变。
为了保持水位差不变，实验中PRB末端挡板出水口设置越高，进水端水阱中水位就越高，但当其高度超过PRB高度时，容易形成表面流；而当PRB末端挡板出水口设置较低时，由于水流本身的重力作用，水流仅从PRB底部渗流排出[25]，上部填料难以被利用。因此，本实验设定水头高度与PRB等高，通过不断降低出水口高度实现PRB水位差的变化，在水流完全透过PRB的条件下探究了渗流量与水位差的关系。
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由图5可以看出，在进水口高度设置为PRB高的1/2与1/3时，当水头高度为12~14 cm时，渗流量随着水头的提高呈线性增加的趋势，水流以渗流方式通过PRB；当水头提高至14 cm时，渗流量分别达到4.7 L·min−1与4.1 L·min−1，水流仍然主要以渗流方式通过PRB；当水头高度大于14 cm之后，PRB出水流量迅速增加，此时一部分水流垂直向上流向PRB表面形成表面径流，其中1/2PRB进水口高度的表面径流更为明显，表面径流最后与墙体内水平方向渗流汇成一股水流排出PRB。在进水口高度设置为与PRB等高时，容易形成表面径流，在水头高13 cm时就出现了折点。此时渗流量的变化可分为3个阶段：在水头高度低于13 cm时，以渗流为主；水头高度为13~14 cm时，以表面径流为主；水头高度超过14 cm时，渗流可以忽略，基本以表面径流形式经过PRB。综合来看，当进水口位置为1/3PRB高度时，在较宽的水头高度范围内水流仍以渗流方式经过PRB，更有利于提高填料利用率。
上述结果表明，为了确保水流能以渗流方式为主导透过PRB且具有满足实际需要的水流量水平，建议地表PRB进水口位置设在PRB高度的1/3以下，出水口高度为PRB高度的1/2。PRB厚度需要根据现场条件和尾水处理量来确定，增加PRB厚度所降低的渗流量可以通过提高水位差所增加的渗流量来弥补(图4)。本实验模拟PRB的横截面积为0.024 m2，约为目标支流拟建PRB的1/60，在级配为15%、PRB厚度为50 cm、进水口高度为1/3PRB高、水位差为8 cm时，PRB渗流量可达4.1 L·min−1，放大60倍后PRB渗流量达354 t·d−1，能够满足PRB拟建点支流水流量水平(10~300 t·d−1)。
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图6中的1~6次处理所用原始溶液体积为400 mL，相当于每增加1次处理，尾水处理量增加400 mL；7~16次处理所用原始溶液体积为100 mL，每增加1次处理，尾水处理量增加100 mL。由图6可以看出，在第5、6次处理中，溶液处理前后氨氮质量浓度差明显小于前几次处理，在第7次处理时，将原始溶液体积减为100 mL，在第16次处理中前后溶液氨氮质量浓度差约为1.88 mg·L−1，可以认为沸石在此条件下已接近饱和。本次实验共处理3.4 L尾水，去除氨氮13.5 mg。
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为了模拟稀土矿山溪流水流量的季节性变化，在渗流量连续变化的条件下观察了PRB对尾水中氨氮消减效果及出水pH的影响。由图7可以看出，在渗流量为4.0 L·min−1时，60 min后，PRB对尾水中氨氮去除率从85%迅速下降到20%，随后基本稳定在10%左右；当渗流量降低为3.2 L·min−1时，氨氮去除率又提高至53%，30 min后氨氮去除率迅速下降到22%，随后去除率基本稳定在10%；当渗流量进一步降低为2.6 L·min−1时，氨氮去除率又上升至18%，但5 min后去除率迅速下降到7%，随后基本稳定在5%。PRB对尾水中氨氮的去除效果呈现出快速吸附缓慢平衡的吸附特点[26]。在第1次降低渗流量后，氨氮去除率明显上升，后又逐渐趋于稳定；在第2次降低渗流量时，去除率没有明显提高，表明填料吸附氨氮已接近饱和。从整体来看，沸石在经过一段高渗流量的时间后，如果降低渗流量，则可继续发挥沸石对氨氮的去除能力。这是因为沸石对氨氮的去除主要依靠吸附和离子交换[27]。渗流量的大小在一定程度上代表了流速的大小，渗流量大时，流速较快，氨氮溶液在PRB中的停留时间较短，使得液膜扩散和填料内部扩散不充分[28]，从而影响填料内孔隙对氨氮的吸附，使得PRB对氨氮的去除率降低；但在降低渗流量时，则延长了尾水与填料的接触时间，PRB仍可以继续发挥去除氨氮的作用。经过2160 min后，PRB对氨氮的累积去除量达50.14 g。
由图8可以看出，在前120 min，经PRB处理后的尾水 pH提高了0.5个单位以上。随时间的延长，pH提升效果逐渐减弱。沸石本身具有一定的碱性[18]，当尾水流经PRB时，尾水中一部分H+被快速中和，使得排出水中pH升高，且随着时间的延长这种作用逐渐减弱。图9表明，当PRB厚度增加时，氨氮去除率得到明显提高。这是因为水流经过的路径变长了，延长了尾水与沸石的接触时间，使得去除率有所提升；其次沸石用量增加，去除氨氮的物料总量增加，使PRB可去除更多的氨氮。根据以上数据计算得出，以13.75 kg的沸石填料，处理约7 t尾水，PRB的填料利用率为54.0%，氨氮平均去除率为14.2%。
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图10显示，泥沙去除率随时间的延长逐渐降低。泥沙平均去除率在前25 min内达到80.5%，在75~100 min降低至35.4%。根据过滤机理，泥沙被截留的主要原因可能有：惯性碰撞、重力沉降、静电吸引、直接截留等[29-30]。张建锋等[31]在关于均质滤料过滤阻力数学模型的研究中指出，当滤层空隙减少到一定的程度，滤层就会丧失截留能力。从图10可以计算得出：在含沙尾水透过PRB 100 min后，共拦截314.9 g泥沙，平均拦沙率达58.2%。
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1)当细粒沸石级配为0~10%或大于15%时，随着级配的增加，PRB渗流量急剧降低；级配为10%~15%时，渗流量变化较为平缓，有利于PRB稳定运行。与其他进水口高度相比，1/3 PRB高的进水口高度可在较宽的水位差范围内水流保持以渗流方式经过PRB，更有利于提高填料利用率。
2)地表PRB具有消减氨氮、拦截泥沙的作用。在室内模拟实验条件下，优化设计PRB装置对氨氮的平均去除率可达14.2%；泥沙平均去除率可达58.2%，其处理容量放大60倍后相当于尾水日处理能力354 t·d−1，可满足矿区一般小流域支流的实际需要。
室内模拟地表PRB处理离子型稀土矿区尾水
Indoor simulation of surface PRB treating tailwater in ionic rare earth mining area
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摘要: 采用室内模拟PRB装置，以粒径2~4、0.6~1 mm沸石为填料，研究了地表PRB主要构造因子对渗流量的影响，并考察了地表PRB对稀土矿区尾水氨氮削减和泥沙拦截的效果。结果表明，细粒沸石级配为10%~15%时，渗流量变化平缓，有利于PRB系统稳定运行；渗流量与PRB厚度成线性负相关，与水位差成线性正相关；当进水口位置为1/3 PRB高度时，在较宽的水位差范围内水流均以渗流方式经过PRB，因而提高了PRB填料的利用率。优化设计PRB装置对稀土尾水的氨氮平均去除率为14.2%，泥沙平均去除率为58.2%，出水pH在运行前期有明显提高，其处理容量放大60倍后相当于尾水日处理能力354 t·d−1，可满足矿区一般小流域支流的实际需要。以上研究结果可对南方离子型稀土矿区治理提供参考。Abstract: An indoor simulated permeable reactive barrier (PRB) unit filled with zeolite particles of 2~4 and 0.6~1 mm was used to study the influence of the main construction parameters of surface PRB on the seepage flow, and ammonia nitrogen reduction and sediment interception from the tail water in rare earth mining area. The results showed that at the fine zeolite grading of 10%~15%, the variation of the seepage flow was relatively smooth, which was conducive to the stable operation of PRB system. Seepage flow was linearly negatively correlated with PRB thickness while was positively correlated with water level difference between inlet and outlet of the PRB. At water inlet position set at 1/3 PRB height, the water seepage was able to flow through the PRB across a wide range of water head, which could improve the utilization rate of PRB packing. The optimal simulated PRB could achieve an average ammonia nitrogen removal rate of 14.2% and an average sediment removal rate of 58.2%. The leachate pH increased significantly at the early stage of PRB treatment. Its treatment capacity with magnification of 60 times can be equivalent to 354 t·d−1 of tail water, which can generally meet the actual need of small tributaries in mining area. The above research results can provide a reference for the treatment of ion-type rare earth mining areas in south China.
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Key words:
- ionic rare earth mining area /
- surface PRB /
- seepage flow /
- ammonia nitrogen /
- sediment
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近年来，由于世界范围内的工业发展，人们越来越重视污染物排放[1-2]。静电除尘器(ESP)作为一种能够有效地从干或湿空气流中去除细微颗粒物的装置[3-4]，被广泛应用于各种工业领域生产设施中的尾气处理[5-7]，其总体除尘效率超过99%，并且具有效率高、阻力小、适用性强等优点。然而，由于细颗粒携带的电荷较低，传统的静电除尘器对亚微米颗粒的去除率相对较低，而且尺寸较小的颗粒更倾向于与烟气一起运动而被排放到空气中，这些细微颗粒物很可能被人体吸入肺部而引起各种呼吸道疾病，特别是对儿童和老年人造成巨大的健康危害[8-9]。因此，提高静电除尘器对细微颗粒物的捕集性能，使其满足更严格排放标准已成为当前亟待解决的问题。
国内外学者对影响静电除尘器除尘效率的因素开展了较深入的研究，而烟气流速作为影响其性能的主要参数一直被广泛关注[10-11]。东明等[12]分析了不同烟气流速下静电除尘器的捕集性能，得出了烟气流速越大，颗粒捕捉效果越差、除尘性能就越低的结论。周海军[13]探究了烟气流速对除尘效率的影响，并对引起烟气流速变化的原因及其最佳选取值进行了深入讨论。为了测试不同环境下烟气流速对ESP除尘性能的影响，沈之旸等[14]针对宽间距ESP内大流量高温烟气中的细微颗粒物进行了研究，揭示了温度和烟气流速等关键因素对细微颗粒物静电捕捉的影响规律。
将磁场引入到ESP中因其良好的性能表现，而受到了广泛的重视[15-20]。磁分离技术最早应用于工业中金属粒子的分离[21-22]，之后将其引入到ESP[17, 20]，发现可以有效地提高除尘效率。孙英浩[23]分析了磁增强电晕放电的放电特性及其对细微颗粒物的荷电机理。米俊锋等[24]比较了磁增强预荷电器和传统预荷电器的荷电效率，揭示了磁增强电晕放电的放电机理。毕业武等[25]研究了磁增强负电晕放电特征，分析了这一过程的放电特性和磁场对极间不同区域的影响。ELABBAS[26]实验表明，放电电极附近磁场的增强对放电电流的增加有显著影响。ZHANG等[27]发现磁场对静电除尘器的捕集性能的促进作用。
鉴于上述的研究成果，为了更好地展现磁场对ESP颗粒物除尘效率的影响，本研究建立了磁场环境下静电除尘器的多场耦合模型，基于不同的烟气流速来探究ESP中同种颗粒的运动特性和捕集性能以揭示磁场的贡献及其规律，为设计新型ESP提供参考。
1. 理论模型
1.1 气体流场
烟气流动满足质量守恒方程(连续性方程)和动量守恒方程[28](Navier-Stokes方程)见式(1)和式(2)。
∂ρg∂t+∂∂xi(ρgui)=0 (1) ∂∂t(ρguj)+∂∂xi(ρgujui)=−∂P∂xj+μeff∂2uj∂xi2+Sj (2) 式中：
ρg 为烟气密度，kg⋅m−3 ；ui 和uj 为气体速度，m⋅s−1 ；P 为气体平均静压，Pa ；μeff 为有效扩散系数，μeff=μ+μt ；μ 为气体动力粘性系数，kg⋅(m⋅s)−1 ；μt 为湍流动力黏性系数，kg⋅(m⋅s)−1 ；Sj 为广义源项；下注“i ”和“j ”分别代表x 和y 方向。1.2 电磁场
对于线板式静电除尘器，在电晕稳定放电情况下，可由Poisson方程和电流连续性方程[29]进行描述，见式(3)和式(4)。
∇⋅⇀E=−∇2U=ρε0 (3) ∇⋅⇀J=0 (4) 式中：
⇀E 为电场强度，N⋅C−1 ；U 为电势，V ；ε0 为真空介电常数，F⋅m−1 ；ρ 为空间电荷密度，C⋅m−2 ，⇀J 为电流密度矢量，可分为x ，y 方向的分量，各分量的单位为A⋅m−2 。电流密度可以简化为式(5)。
⇀J=ρbion⇀E (5) 式中：
bion 为离子迁移率，m2⋅(V⋅s)−1 ；ρ 为空间电荷密度，C⋅m−2 。结合电场强度的表达式
⇀E=−∇U ，式(5)可表示为式(6)。⇀J=−ρbion∇U (6) 考虑离子迁移率为常数，
∇bion=0 ，结合式(3)和式(4)，得到电流连续性方程，见式(7)。∇U⋅∇ρ=ρ2/ε0 (7) 需要指出的是，本研究引入线板式ESP中的磁场是稳恒的，在时间和空间上是不变的，不涉及方程组的求解。
1.3 颗粒动力场
细微颗粒物在外加磁场作用下，x-y坐标下的动量方程包含颗粒惯性力、洛伦兹力、电场力和拖曳力，由于细微颗粒物质量很小，重力被忽略，则具体颗粒动力场动量方程见式(8)。
mpdudt=Fm+Fe+FD (8) 式中：
mp 为颗粒质量，kg ；u 为运动速度，m⋅s−1 ；洛伦兹力Fm=QpvpB ，其中QP=Qdiff+Qsat ，Qdiff 为扩散荷电带电量，Qsat 为电场荷电带电量，vp 为颗粒作回转的运动速度，B 为磁感应强度；电场力可表示为Fe=QPE ；拖曳力FD=mpFd ，指的是颗粒和黏性流体进行相对运动时，流体作用于颗粒上的阻碍物体相对运动的力，其中Fd=12ApρgCD(ug−up)|ug−up| ，Ap 为颗粒的迎流面积，ug 和up 分别为烟气平均流速¯ug 和尘粒平均速度¯up 的标量值，CD 是气流和颗粒间的阻力系数。2. 网格无关性验证
图1给出二维线板式ESP的网格划分图。这里将计算区域分为3个电晕区和其他部分。由于电晕区附近的电势梯度较高，因此，需要对这一区域的网格进行细化以确保计算准确性。
不同网格数下线板式ESP的除尘效率及其相对误差如图2所示，可以看出：随着网格数量的增加，除尘效率的相对误差呈下降的趋势。当网格数为41 440时，相对误差达到最小，仅为1.5%，满足工程实际计算的要求，因此，选择此网格数进行计算。
3. 数值模拟
3.1 可靠性验证
Deutsh-Anderson(D-A)公式是目前计算分级除尘效率普遍采用的公式，能准确地反映实际工况。为了使数值结果更加可靠，这里计算了与已有研究[30]相同结构和工况下的线板式ESP分级除尘效率，并与D-A公式的计算结果进行了对比，如图3所示。不难看出：相比于D-A公式，本研究的数值模拟结果更加接近于文献实验数据，分级效率的计算精度更高，从而验证了本研究理论数值模型及计算方法的可靠性。
3.2 不同烟气流速下的磁场效应
为了直观地考察磁场效应对颗粒轨迹的影响情况，本研究给出了工作电压为50 kV时2.5 μm粒径颗粒在线板式ESP的运动轨迹，如图4所示。可以发现：在同一烟气流速下，外加磁场作用时颗粒的运动轨迹更偏向于收尘板，这是由于磁场产生的洛伦兹力使得颗粒在ESP中作螺旋运动，颗粒荷电更充分，促进了颗粒的捕集作用；在同一外加磁场环境中，随着烟气流速的变小，颗粒更易靠近收尘板，这是因为烟气流速越小，颗粒停留时间越长，扩散荷电作用更明显，有利于颗粒的捕获。
图 4 有无外加磁场作用下的颗粒运动轨迹Figure 4. Particle trajectories with or without external magnetic field图5给出了不同烟气流速下磁感应强度对颗粒除尘效率影响的曲线，可以发现：不论是否存在外加磁场，除尘效率均随着烟气流速的增大不断下降，且下降幅度逐步减小；在同一烟气流速下，相比无磁场环境，磁场效应能有效地提高除尘效率，并且随着磁感应强度的增大，除尘效率呈增大的趋势；随着烟气流速的增大，除尘效率随磁感应强度变化的上升曲线越陡峭，说明了磁场作用在高烟气流速下对ESP除尘性能的提升幅度更大；相邻2条曲线的除尘效率差值逐渐减小，表明了烟气流速削弱除尘效率的程度在低磁感应强度时更大，且在无外加磁场时最大。
不同磁感应强度下除尘效率随速度的变化曲线如图6所示。由此得知：随着烟气流速的增大，除尘效率均呈非线性下降的趋势，并逐渐趋于平缓，而相邻2条曲线的差值逐渐变大，也说明了低烟气流速下磁场对颗粒物除尘效率的贡献更小；磁感应强度越大，除尘效率随速度变化的下降曲线越缓慢，说明了烟气流速降低除尘效率的幅度在高磁感应强度时更小；在同一烟气流速下，磁感应强度越大，颗粒的除尘效率越高，且随着磁感应强度等幅增大，除尘效率的增幅逐步减小，这表明磁场可有效地提高颗粒的捕集效果，但提高幅度随着磁感应强度的增大而降低。
为了进一步分析磁场对颗粒捕集性能的影响，根据图6中的数据，给出了不同烟气流速下贡献率，如图7所示。可以看出：随着烟气流速的增大，磁场对颗粒捕集的贡献率均呈增大且逐渐变缓的趋势，相邻2条曲线的差值逐渐增大，同样说明了高烟气流速下外加磁场的贡献率更显著；在同一烟气流速下，磁感应强度的增大使得ESP中同种颗粒除尘效率的贡献率不断增大，而增幅逐步减小，也表明了磁场对颗粒捕集的促进效果随着磁感应强度的增大不断减小。
4. 结论
1)无论烟气流速为何值，磁场环境下ESP的除尘效率均更高，证明了磁场的引入可有效提高线板式ESP的除尘性能。
2)随着烟气流速的增大，颗粒的除尘效率逐渐下降，而外加磁场对其贡献逐渐升高，说明高烟气流速时磁场效应更明显。
3)在磁感应强度不断增大时，烟气流速对除尘效率的削弱程度逐步降低，且同种颗粒的除尘效率逐渐增大，但增长幅度不断较小，表明磁场对除尘性能的贡献程度随着磁感应强度的减小而逐步增大。
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图 2 不同细粒沸石级配对渗流量与沸石用量的影响
Figure 2. Effect of different fine zeolites grading on seepage flow and zeolite dosage
图 4 PRB进出水位差对渗流量的影响
Figure 4. Effect of PRB inlet and outlet water level difference on seepage flow
图 6 尾水处理量对沸石去除氨氮效果的影响
Figure 6. Effect of tail water treatment capacity on ammonia nitrogen removal by zeolite
图 7 渗流量对PRB去除氨氮效果的影响
Figure 7. Effect of seepage flow on ammonia nitrogen removal by PRB
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