-
随着工业、农业和城市化的迅速发展,各种污染物不断地进入各环境介质中,严重威胁生态健康[1-3]。5大重金属因其污染具有持久性、不可逆性、潜在毒性、生物富集和生物放大等特点而备受关注,也是环境重点监控污染物[4]。对于水环境而言,人为污染排放(废水、废气和固废等)和自然岩石风化等都是重金属进入水体的有效途径,一部分重金属经稀释后被水生生物吸收,随着食物链的生物放大作用,进入并蓄积于人体,存在“致畸、致癌、致突变”的风险[5];另一部分重金属会随水体中的胶体粒子絮凝沉积到底泥中,在湖底形成高含量的“毒库”,是潜在的二次污染源[6-7]。因此,水体和沉积物中的重金属含量是水环境安全性的重要检测指标[8]。
“南水北调”作为世界上最大的水利工程,运行7年以来,累计向北方调水4.94×1011 m3,其中东平湖作为南水北调的东线工程调水流经的最后一个湖泊,调水量达9.331×1010 m3,占总调水量的18.89%[9]。东平湖西部和南部主要为农田,东南部有电厂、机械制造厂、服装制造厂、印刷厂、畜禽养殖场和各种食品制造厂,周边的农业面源污染和工业废水排放都是东平湖水环境的潜在威胁[10]。
以往的研究大都关注东平湖水体富营养化、藻类泛滥或水环境中单一部分重金属问题[11-13],但对于在大型调水工程的背景下的东平湖水环境重金属的系统研究相对较少。该研究分析了东平湖水体和沉积物中5种重金属(Cr、Hg、Pb、Cd和As)的分布特征及其生态风险,探究工程调水前后湖泊重金属含量的变化,初步分析了东平湖重金属可能的污染来源,以期为东平湖的污染防控和生态风险管理提供科学依据。
-
东平湖(35°30′~36°20′N, 116°00′~116°30′E)是山东省第二大淡水湖,其位于中国山东省泰安市东平县,同时也是京杭大运河复航和南水北调东线工程的重要枢纽[14]。东平湖底整体呈西北高,东南低的态势,总面积约为627 km2,蓄水总量为4×109 m3,年平均水深为2~4 m[15]。东平湖分老湖区与新湖区两部分,老湖区在东北部,面积约为208 km2,常年蓄水,即一般所称的东平湖。新湖区在东南部,大部分为农耕地,是防御黄河特大洪水的分洪区。东平湖主要注入河流是大汶河,大汶河是黄河的支流,由东南部流经东平湖后再汇入黄河[10],其采样点见图1。
-
2019年12月,根据《水环境监测规范:SL219—98》中地表水采样点布设原则,在东平湖设置了16个采样点(图1 中S1~S16)。采用有机玻璃采水器采集水样,保存于干净的聚乙烯瓶中;沉积物样品采用彼得逊采泥器采集并储存于聚乙烯袋内,每个采样点均采集3个平行样,现场混为1个样品,做好标签,冷藏运回实验室。
采用HNO3-HCl混合酸对水样进行加热浓缩处理,采用HCl-HNO3-HF-HClO4混合酸对已风干、碎化和过筛的沉积物样品进行消解,所有样品均定容、保存于10 mL容量瓶中。样品中Cr、Pb、Cd和As元素均用ICP-MS(NexION 300X,美国)测定,Hg元素用冷原子吸收分光光度计(F732-V,上海华光)进行测定。
-
采样地点由GPS定位,数据利用Origin Pro 2021和ArcGIS 10.2进行绘图,Excel 2019进行绘表。所有试剂均为优级纯,器皿均用30%的稀硝酸浸泡24 h。测定过程中均有空白样品和50%的平行样品,同时水样利用标准溶液、沉积物利用土壤标准物质(GBW07401a)进行标定,回收率为90%~106%。
-
潜在生态风险指数法由瑞典学者HAKANSON[16]提出,将沉积物中的重金属潜在生态危害程度分为5个等级,见表1。
目前被广泛应用于评估沉积物被重金属污染的程度[6,17-19],见式(1~2):
式中:
Cif 是单一元素含量,mg/kg;Cis 是元素背景值(黄河沉积物的背景值“Cr=60 mg/kg,Hg=0.015 mg/kg,Pb=15 mg/kg,Cd=0.077 mg/kg,As=7.5 mg/kg”)[10];Tir 是每种金属的生物毒性因子(Cd=30,Pb=5,Cr=2,As=10,Hg=40)[20];Eir 是单个金属的生态风险系数;RI是Eir 的总和——潜在生态风险指数。 -
东平湖水体和沉积物重金属污染水平 东平湖在2013年12月“南水北调”工程通水[21]前后水体和沉积物中重金属含量数据的对比,见表2。
东平湖表层水体平均含量表现为Pb(7.51 μg/L)>As(5.92 μg/L)>Cr(4.53 μg/L)>Cd(0.77 μg/L)>Hg(0.04 μg/L),5种重金属的含量均达到了《中国地表水Ⅲ类水的标准:GB 3838―2002》;2012年7月东平湖表层沉积物Cr(89.30 mg/kg)>Pb(35.50 mg/kg)>As(25.30 mg/kg)>Cd(0.29 mg/kg)>Hg(0.06 mg/kg),分别是黄河沉积物背景值的1.49、2.37、3.37、3.77和4倍,但在2019年12月Cr(59.41 mg/kg)>Pb(22.21 mg/kg)>As(18.43 mg/kg)>Cd(0.27 mg/kg)>Hg(0.05 mg/kg),仅是黄河沉积物背景值的0.99、1.48、2.46、3.51和3.33倍。总的来说,通水后水体和沉积物中5种重金属含量均有所下降,但出现重金属(如Cd、水体中Pb和As)的浓度范围均有所增大的情况。分析其主要原因有以下几方面:其一,在工程通水前,大汶河地处东平湖的入湖口,其周边的工矿业活动较为频繁,且长期以来大汶河水、东平湖水较为平稳,河底、湖底沉积物未发生较大扰动,致使沉积物中5种重金属含量呈现出较黄河背景值高或略低的情况;另一方面,通水后的工程调水对沉积物与水体造成了较大扰动和稀释,利于污染物质的扩散,而东平县对全域农业源的治理和对工业及矿业点源的集中治理,进一步降低了周边污染源的排放;此外,“水十条”、“土十条”等相关法律的颁布、高能耗高污染排放的产业结构整顿以及东平湖生态修复工程等生态环保措施的进一步落实,进一步提高了流域生态环境质量。
-
东平湖水体(第一行)和沉积物(第二行)中重金属的反距离权重空间分布,颜色愈红,重金属含量愈高,见图2。
图2看出,东平湖表层水体中,点位S11、S12、S14和S15 Cr含量、点位S2~S4、S12、S14和S15 Hg含量、点位S9、S10、S14和S15 Pb含量、点位S6~S10 Cd、As含量均相对较高。东平湖沉积物中,点位S2~S4、S6、S13和S16 Cr含量、点位S5~S8、S11和S13 Hg含量、点位S4、S5和S13~S15 Pb含量、点位S9、S10 Cd含量、点位S2、S6~S10 As含量均相对较高。东平湖重金属的空间分布特征表现为:水体和沉积物中的重金属最高值点位主要集中在S6~S10、S13~S15。结合东平湖周边土地使用、建厂状况分析,点位S6~S10位于经济南、新泰和泰安等地的东平湖唯一入湖支流大汶河的入湖口附近,点位S9、S10附近有畜禽养殖场,点位 S13~S15附近有肥料厂和大面积的农田种植,所以农业面源污染、畜禽粪便、工业废水和生活污水等人为污染源污染物通过大汶河汇入东平湖,造成污染物的积累,这与WANG et al[10]对东平湖沉积物的研究结果一致。
-
东平湖水体和沉积物中重金属的Correlation分析,见图3。
水体重金属相关性分析结果表明,Cd-As呈极显著(P≤0.001)正相关,Pb-Cr呈现出非常显著(P≤0.01)正相关,即水体中的Cd-As、Pb-Cr具有相同的来源。Hg-Cd、Hg-As呈显著(P≤0.05)负相关,即水体中Hg与Cd、As的来源不同。沉积物中Cr-Cd、As-Pb之间呈显著(P≤0.05)负相关,其他重金属间相关性较差或不具备相关性,即沉积物中的重金属之间的来源差异较大。分析发现,沉积物与水体中重金属的同源性状况并不统一。这与沉积物中重金属的长期积累性有关,导致沉积物中重金属含量变化具有明显的滞后性。而在长的时间尺度上也可以发现,“南水北调”及其相关配套的生态工程与政策的落实后的重金属含量明显降低。这表明我们在水环境监测中在重视水体重金属含量的同时,同样也不能忽视沉积物重金属含量变化及其赋存状况。
采用主成分分析(PCA)对东平湖水体和沉积物的重金属残留含量进行了分析,见表3。
探讨了重金属的可能污染源。在此之前为保证数据的可靠性与代表性,进行了KMO和Bartlett球面检验。KMO统计值分别为0.606和0.513,Bartlett球面检验显著性概率为0.000和0.001,为进一步分析提供了依据。结果显示,水体的2个主成分因子的累积贡献率为86.36%,其中第一主成分(PC1)占总方差的48.78%,对Cd和As具有很强的正载荷。第二主成分(PC2)占总方差的37.58%,对Pb、Cr和Hg具有很强的正载荷。沉积物的2个主成分因子的累积贡献率为74.12%,其中第一主成分(PC1)占总方差的44.99%,与水体相同,对Cd和As具有很强的正载荷,Cr在第二主成分(PC2)有较强的正载荷。研究表明,Cd主要来自农业中磷肥的过量施用[23];As主要来源于矿产冶炼和含砷化学品(除草剂、杀虫剂等)[24];Cr主要来源于地质因素以及冶金、电镀等制造业[25];Hg主要来源于燃煤[26];Pb主要来源于汽车尾气的排放[25]。因此,第一主成分主要为农业面源污染与矿区污水排放,第二主成分为传统燃煤等高能耗、高污染工业废水、废气排放和交通运输气体排放。因此,结合相关系数和PCA结果可知,东平湖重金属污染源主要是湖区西部和南部的农业面源、东部的工业、矿业污染以及交通运输尾气排放。
-
东平湖沉积物重金属的潜在生态危害系数(
Eir )和潜在生态危害指数(RI)结果,见表4。各重金属元素的Eir 均值大小为Hg(139.83)>Cd(104.37)>As(24.57)>Pb(7.40)>Cr(1.98)。对照沉积物中重金属潜在生态危害程度标准(表1)可知,东平湖沉积物所有采样点位的Cr、As和Pb的Eir 均小于40,属于轻度污染范畴;所有采样点位Hg含量均高于黄河沉积物背景值,且生物毒性系数较高,其生态风险处于强度和极强水平,表明Hg是东平湖沉积物重金属生态风险的主要贡献者;除点位S9、S10和S15 Cd的Eir 属于很强的污染水平外,其他点位 Cd的Eir 均属于强度污染水平。根据东平湖沉积物的RI结果显示,点位S9、S10和S15的潜在生态危害程度属于强度水平,其他点位的潜在生态危害程度属于中度水平。点位S6~S10和S15处的RI较高,主要原因可能是受畜禽养殖场和大汶河流域内的工矿企业的废水、沿线城市的生活污水排放中的重金属通过各种途径进入东平湖的影响。Hg和Cd因其具有高致癌风险性,贡献率较其他重金属高,分别为50.2%和37.5%。 -
(1)东平湖水体的5种重金属(Cr、Hg、Pb、Cd和As)含量均达到《地表水环境质量标准GB 3838―2002》的III类标准。与黄河流域沉积物背景值相比,东平湖沉积物Cr、Hg、Pb、Cd和As的平均含量是背景值的0.99、3.33、1.48、3.51和2.46倍,其中仍有少数点位Cr含量略高。
(2)与东平湖南水北调工程调水前水体和沉积物中的重金属含量相比,5种重金属的含量都有了明显的降低,说明南水北调工程的实施提升了沿线河湖水环境质量。
(3)相关性分析和主成分分析表明,流域内农业活动是Cd的主要来源,矿产冶炼和农业因素是As的主要来源,燃煤、工业制造和交通分别是Hg、Cr和Pb的主要来源。东平湖各重金属污染程度表现为Hg>Cd>As>Cr>Pb。整个东平湖的平均RI值为278.16,属于中度生态风险水平。
东平湖水体和沉积物重金属分布及风险评估
Heavy metal distribution and risk assessment of Dongping Lake water bodies and sediments
-
摘要: 为了解东平湖水体和沉积物中Cr、Hg、Pb、Cd和As 5种重金属的污染特征及空间分布,评价其生态风险,测定了水体和沉积物中5种重金属的含量,通过相关性和主成分分析方法探究其重金属来源,并利用潜在生态风险指数法评估了其生态风险。结果表明,东平湖水体Cr、Hg、Pb、Cd和As的平均含量分别为4.53、0.04、7.51、0.77和5.92 μg/L,5种重金属的含量均符合地表水中Ⅲ类水标准。东平湖沉积物Cr、Hg、Pb、Cd和As的平均含量分别为59.41、0.05、22.21、0.27和18.43 mg/kg,分别是黄河沉积物背景值的0.99、3.33、1.48、3.51和2.46倍,其中仍有少数点位Cr含量略高。相关性分析和主成分分析结果表明,东平湖的重金属污染的主要来源是农业和工矿业。东平湖沉积物的潜在生态危害程度为中度水平,Hg、Cd的贡献率比较高,各重金属元素的潜在生态危害系数(
Eir )均值大小排序为Hg>Cd>As>Pb>Cr。南水北调工程有效地降低了东平湖水体和沉积物中的重金属含量。Abstract: To understand the pollution characteristics and spatial distribution of five heavy metals, Cr, Hg, Pb, Cd and As, and their ecological risk assessments in the water bodies and sediments of Dongping Lake, the contents of the five heavy metals in the water and sediment were measured. Their sources were explored by using the correlation and principal component analysis, and their ecological risks were evaluated by using the potential ecological risk index method. The results showed that the average contents of Cr, Hg, Pb, Cd and As in Dongping Lake water were 4.53, 0.04, 7.51, 0.77 and 5.92 μg/L, respectively, and the contents of the five heavy metals met the standard of Class III water for surface water. The average contents of Cr, Hg, Pb, Cd and As in Dongping Lake sediments were 59.41, 0.05, 22.21, 0.27 and 18.43 mg/kg, which were 0.99, 3.33, 1.48, 3.51, and 2.46 times of the background values of Yellow River sediments respectively. And there were still a few points with slightly higher Cr contents. The results of correlation analysis and principal component analysis indicated that the main sources of heavy metal pollutions in Dongping Lake were agriculture and industrial as well as mining industries. The potential ecological hazard level of Dongping Lake sediments was moderate. The contribution of Hg and Cd was relatively high, and the mean value of the potential ecological hazard coefficient (Eir ) of each heavy metal element was ranked as Hg > Cd > As > Pb > Cr. The South-North Water Transfer Project effectively reduced the heavy metal content in the water bodies and the sediments of Dongping Lake.-
Key words:
- heavy metals /
- spatial distribution /
- traceability /
- risk assessment
-
化工、电厂、石油、冶金、机械、轻纺、食品等工业生产过程中易产生水雾、酸雾或油雾等气态污染物。雾气本身所含污染物质与空气中杂质混合后,密度增大,很难扩散,会对大气环境造成极大影响。上述污染物若与二氧化硫混合形成酸雾、与氯气水解形成盐酸烟雾,还会对人群健康造成更大危害[1]。因此,应在工业生产中,选择性能和运行皆可靠的除雾设备,以减少此类气态污染物的排放[2]。
旋流器因结构简单、操作方便、分离效率高等优点广泛地应用于各个工业部门,一般可以分离粒径为1~10 μm的颗粒。其中,对于5~10 μm以上的颗粒,其分离效率较高[3-4];当液滴粒径小于5 μm时,其分离效率较低。而静电除雾器则利用静电作用实现带电荷的颗粒分离,对于5 μm以下的颗粒也有很好的捕捉效果。因此,若将旋流除雾与静电除雾结合起来,可形成静电-旋流耦合分离器并应用到除雾中。与静电除雾器相比,耦合设备占地面积小、成本更低、效率更高;与旋流除雾器相比,耦合设备中有高压静电场,解决了旋流除雾器不利于捕集微细粉尘(粒径小于5 μm)的弊端,除雾效率更高。所以,静电-旋流耦合除雾器适用于中小型工业及民用锅炉、建材、冶金、化工等行业的污染治理和物料回收。
旋流除雾器的入口风速越大,产生离心力越大,分离效率则更高,一般为12~25 m·s−1;然而,为保证雾滴有足够时间停留以获得足量电荷,提高静电力的作用,故静电除雾器的风速选择较低,一般在2 m·s−1以下;另外,雾滴荷电量还与雾滴粒径、电压大小有关。因此,选择合适的入口风速及工作电压是保证静电-旋流耦合除雾器高效工作的关键。本研究通过选择不同粒径的雾滴及不同的工作电压,考察不同入口风速下的除雾效率,以期获得对不同粒径雾气的最优入口风速和工作电压,为静电-旋流耦合除雾器的优化设计提供参考。
1. 静电-旋流耦合除雾器的结构和工作原理
静电-旋流耦合除雾器中的电场是在电极棒(阴极)和雾滴收集面(阳极)之间。当放电极接入高压电源,收集面接地,两极之间会形成强大电场。当雾气进入静电除雾器内后,大量空气分子被电离,产生负离子,这些负离子向收集面运动[5]。静电-旋流耦合除雾器的结构及主要尺寸如图1所示。其中,筒体直径D为100 mm;溢流口直径Do为50 mm;底流口直径Du为20 mm;旋流器高度L为488 mm;筒体长度Ls为200 mm;溢流口插入深度Lo为122 mm;物料入口为50 mm×25 mm的长方形。
静电-旋流耦合除雾器的除雾原理是:首先,雾滴在运动过程中会带上电荷,并在电场力作用下向收集面运动[6],形成液膜,最后在重力作用下从底流口排出;同时,根据旋流器的工作原理,当雾滴从入口切向进入旋流器后,在里面形成旋转流场,在旋流离心力的作用下向壁面运动;由于该离心力的方向与前述电场力的方向一致,故雾状颗粒同时受到双重力的作用,从而加速向收集面的迁移。
2. 数学模型以及数值模拟方法
2.1 流场模型
本模拟采用的Fluent流体仿真软件,应用范围极广,但该软件没有静电场模块。为准确描述静电场和流场耦合对颗粒分离的影响,使模拟更加完整,用文献[7]给出部分代码编写UDF来模拟静电场[8]。流体流动遵守能量守恒方程、热力学第二定律、动量守恒定律和质量守恒定律等物理学规律。电除雾器内流体中含有大量电荷,流体本身也会受到电场力的作用,故电除雾器内的流场也被称为电流场,可用RNGk-ε湍流模型进行有效求解[9-10]。RNGk-ε模型由瞬态N-S方程推导而来,与标准k-ε模型相比,RNGk-ε模型更适用于存在强流线弯、漩涡和旋转的流场计算[11]。k方程和ε方程分别见式(1)和(2)。通过修改湍流粘度来修正湍流受主流场旋转和漩涡的影响,如式(3)所示。
∂∂t(ρk)+∂∂xi(ρkui)=∂∂xi(αkμeff∂k∂xi)+Gk+Gb−ρε−YM+Sk (1) ∂∂t(ρk)+∂∂xi(ρεui)=∂∂xi(αkμeff∂ε∂xi)+C1εεk(Gk+C3eGb)−C2ερε2k−Rε+Sε (2) 式中:
C1ε 为默认常量,C1ε =1.42;C2ε 为默认常量,C2ε =1.68;αk 为k方程的湍流Pr数αk ≈1.393;αε 为ε方程的湍流Pr数αε ≈1.393;μeff 为有效动力粘度,μeff =μ+ρCμk2ε,Cμ =0.084 5(kg·(m·s)−1);Rε 为ε方程中的附议项(kg·(m·s2)−1)。μt=μt0f(αs,Ω,kε) (3) 式中:
Ω 为特征旋转量;μt0 为未修正湍流粘度(kg·(m·s)−1);αs 为常数,αs =0.07。采用DPM模型双向耦合计算静电-旋流除雾器内的两相流动:用近壁面函数考虑雾滴和壁面作用;用随机游走模型考虑液滴在湍流中的扩散现象;用动态曳力模型考虑雾滴在流场中的变形而引起的曳力变化。
2.2 电晕电场模型
空间电荷影响下的电场分布可由泊松方程(式(4))和电流连续性方程(式(5))来描述[12]。
∇E=ρiε0 (4) 式中:E为电场强度(V·m−1);
ρi 为空间电荷密度,(C·m−3);ε0 为气体介电常数,8.85×10−12 C2·N−1·m−2。∇j=∇(jp+ji)=0 (5) 式中:j为总电流密度(A·m−2);
jp 为带电尘粒电流密度(A·m−2);ji 为离子电流密度(A·m−2)。假设电晕放电稳定,电流连续性方程见式(6)。联立式(4)和(6)求解电场强度分布。而Fluent中没有电场物理模型,故必须通过用户自定义函数加载电场的作用。
∇ji=0 (6) 2.3 颗粒运动模型
在静电旋流除雾过程中,由于电晕放电系统中分布了大量荷电离子,雾滴进入后在电场作用及扩散作用下会荷电,因此,除了电场力,雾滴还会受到流体曳力及重力的作用[13]。由牛顿第二定律求得颗粒的运动方程见式(7)。
duddt=18μρpd2pCDRep24(u−ud)+g(ρp−ρ)ρp+Eq (7) 式中:
CD 为曳力系数;μ 为气体粘度(Pa·s);ρp 为雾滴密度(kg·m−3);dp为雾滴直径(m);Rep 为相对雷诺数;ud 为雾滴速度(m·s−1);u流体运动速度(m·s−1);ρ流体密度(kg·m−3);q带电离子单位荷电量(C);E为电场强度(V·m−1)。2.4 颗粒荷电模型
雾滴荷电分为电场荷电和扩散荷电2种方式。其中,电场荷电指离子在电场力作用下和雾滴碰撞,使得雾滴荷电;扩散荷电指离子的扩散使得雾滴荷电。直径小于0.15 μm的雾滴荷电以扩散荷电为主;大于0.5 μm的雾滴主要为电场荷电。本研究中涉及的雾滴粒径大都大于1 μm,故仅考虑电场荷电[14]。雾滴荷电方程见式(8)。模型中的电场力通过电场强度与颗粒带电量的乘积计算得到,算式将通过自定义UDF来实现。
q=3πε0d2pεrεr+2E0 (8) 式中:dp为雾滴直径(m);
εr 为相对介电常数(1.000 590);ε0 为真空介电常数,8.85×10−12 C2·N−1·m−2;E0 为荷电电场强度(V·m−1)。3. 结果与讨论
3.1 处理量对压力降的影响及流场模拟的验证
压力降又称压力损失,是衡量旋流器消耗能量大小的技术经济指标。旋流器本身没有动力设备,流体通过入口速度在旋流器中获得离心力,然后通过消耗流体压力获得能量以实现分离。在其他条件一定的情况下,压力降越低,旋流器能量损失就越低。实验中溢流口的压力等于大气压,故压力降即为入口压力表压。通过对比实验与模拟计算分别得到的压力降,可间接验证模拟的可靠性。由图2可知,压力降会随着处理量的增大而增大,且模拟曲线与实验曲线变化趋势一致,说明模拟具有一定可靠性。
3.2 入口速度对雾滴去除率的影响
由图3可知,在不同电压下,入口速度对除雾效率的影响不同,主要分为2个阶段。当电场电压小于20 kV时,静电旋流器除雾效率会随着入口速度的增加而增加。这是因为:当施加电场电压小于20 kV时,电晕极未达到电晕电压、或是由于电压较小导致电场力较小,故静电力的影响很小,此时主要的分离作用为离心分离,与普通旋流器的入口速度对除雾效率的影响规律一致。金向红等[15]对气液旋流分离器的研究中发现,当入口风速达到一定值后,分离效率会下降。其主要原因有:1)随着进口流速的增加,进口与气体出口间的短路流不断增强,部分未被分离的液滴随短路流进入溢流管,使得分离效率下降;2)随着流速的增加,旋流强度也会增强,原旋流器内壁面的液体表面会出现一定的湍流扩散,产生气雾夹带现象,部分雾滴进入旋流器内旋流,会随着溢流口排出,使得分离效率降低;3)随着流速的增大,旋流器内的湍流强度增加,在强旋湍流作用下液滴发生破碎现象,使分离难度增加。
当电场电压大于20 kV时(见图3),除雾效率随入口速度的增大呈先增大后减小的趋势,在入口速度为10 m·s−1时呈现“拐点”。与普通旋流器不同的是,这个“拐点”是由静电力的影响所造成。当入口风速较低时,离心力的除雾作用较小,静电力的除雾作用较大,但两种力综合作用下的总除雾效率仍然较低;当入口风速达到10 m·s−1时,两种作用的综合效果达到最佳,能保持较高的除雾效率;而当入口风速继续增大时,离心力增强,但雾滴在旋流器内停留时间减少,荷电效果不佳,此时主要作用为离心分离,静电除雾作用减小,两者综合作用下的除雾效率有所下降。因此,入口速度的大小决定了雾滴所受离心力的大小,也决定了雾滴在旋流器中的停留时间,从而决定了雾滴所受电场力的大小。
综上所述,为了获得较高的除雾效率,应保证离心力与电场力对除雾效果的综合作用,选择合适的入口速度。从模拟结果看,本静电-旋流耦合除雾器的最佳入口速度为8~12 m·s−1。
3.3 电压大小对雾滴去除效率的影响
在静电-旋流耦合除雾器中,影响电场力最主要的因素是电压。由图4可知,电场电压越高,电场强度越大,荷电粒子受到的电场力越大,分离效率也就越好[16]。因此,提高电场电压,有利于提高静电-旋流耦合除雾器的效率。当施加的电场电压较低时(如小于20 kV),电晕极起晕放电的程度太弱,电场强度也较低(见图4(a)),雾滴的荷电量和电场力都较小,故受到静电力作用较小,对除雾起主要作用的仍是离心力;当电压大于等于20 kV时,电晕极附近电场强度增大(见图4(b)~(d)),场强梯度很大,电晕极起晕放电程度增强,雾滴的荷电量和电场力较大,此时起主要作用的是离心力和静电力的共同作用,所以,静电-旋流耦合除雾器的除雾效率比不加电压时有明显的提升。
3.4 不同粒径雾滴在电场作用下的去除率
加上电场后的静电-旋流耦合除雾器的分离效率提升明显,其除雾性能优于普通的旋流除雾器;且施加的电压越高,除雾效率也越高。然而,电场电压不能无限度地提高,受电晕极与集尘极间距等条件的限制,两极间电压过高时,会发生电场击穿,使静电-旋流耦合除雾器不能正常工作。因此,本设备最高工作电压设置为60 kV。图5为入口速度10 m·s−1、电压为0~60 kV时各粒度雾滴的去除效率。由图5可知,随电压的增加,对1 μm雾滴的去除效率从5.3%增加到45.6%;对3 μm雾滴的去除效率从43.7%增加到67.6%;对8 μm雾滴的去除效率从68.2%增加到89.3%;对10 μm雾滴的去除效率从78.1%增加到96.1%。上述结果说明,电场作用对于粒径大于5 μm的(尤其是8 μm以上)雾滴去除效率影响较小,而对于5 μm以下(尤其是3 μm以下)雾滴的去除效率影响更明显。这是由于小粒径的雾滴受离心力较小,仅靠离心力捕集分离效率很低;施加电压后,小粒径雾滴比大粒径雾滴更容易荷电,雾滴同时受到旋流离心力和电场力的作用,故除雾效率大幅提高。因此,静电-旋流耦合除雾器能更好地分离小粒径雾滴。
4. 结论
1)在旋流器内添加稳定工作电压,形成静电-旋流耦合除雾器。在模拟的入口风速和雾滴粒径范围内,静电-旋流耦合除雾器的除雾效率与不加电压相比,有明显提升。
2)当入口风速为8~12 m·s−1时,静电-旋流除雾器除雾效率达到最高,表明此时装置的离心分离和静电分离的综合作用最强,且随着电压的升高除雾效率亦升高。
3)利用该耦合装置分离3 μm以下雾滴的提升效果明显高于分离5 μm以上的雾滴。雾滴粒径越大,除雾效率提升却越小。这说明,静电-旋流耦合除雾器能更好地分离小粒径雾滴,对于粒径3 μm以下雾滴的分离效率提升明显。
-
表 1 沉积物中重金属潜在生态危害程度
Table 1. Potential ecological hazard level of heavy metals in sediments
潜在生态危害系数( )Eir 潜在生态危害指数(RI) 潜在生态危害程度 <40 <150 轻度 [40,80) [150,300) 中度 [80,160) [300,600) 强度 [160,320) ≥600 很强 ≥320 - 极度 表 2 东平湖水体和沉积物通水前后的重金属含量
Table 2. Heavy metal content of Dongping Lake water bodies and sediments before and after water circulation
重金属 水体/μg·L−1 沉积物/mg·kg−1 采样时间2012-06 采样时间2012-09 采样时间2019-12 采样时间2012-07 采样时间2019-12 范围 均值 范围 均值 范围 均值 范围 均值 范围 均值 Cr 10.00~16.00* 12.75* 10.00* 10.0* 2.14~7.00 4.53 67.20~102.80 89.30 43.84~68.71 59.41 Hg 0.10~0.17 0.12 0.10 0.1 0.01~0.09 0.04 0.03~0.07 0.06 0.03~0.07 0.05 Pb 10.00 10.00 10.00 10.0 4.32~12.30 7.51 29.20~41.30 35.50 17.34~27.21 22.21 Cd 0.10~1.00 0.78 1.00 1.0 0.19~1.65 0.77 0.22~0.35 0.29 0.08~0.72 0.27 As 10.00 10.00 10.00 10.0 2.22~15.25 5.92 19.20~38.50 25.30 15.04~21.47 18.43 参考文献 [22] 本研究 [10] 本研究 注:“ * ”为Cr6+。 表 3 东平湖水体和沉积物的主成分分析
Table 3. Principal component analysis for water bodies and sediments of Dongping Lake
元素 水体 沉积物 PC1 PC2 PC1 PC2 Cr 0.24 0.86 −0.36 0.83 Hg −0.66 0.70 0.06 0.42 Pb 0.43 0.80 −0.85 −0.43 Cd 0.94 −0.03 0.78 −0.53 As 0.94 −0.07 0.89 0.36 方差百分比/% 48.78 37.58 44.99 29.13 累积贡献率/% 48.78 86.36 44.99 74.12 表 4 东平湖沉积物的潜在生态危害系数(
)和潜在生态危害指数(RI)Eir Table 4. Potential ecological hazard coefficient (
) and potential ecological hazard index (RI) of sediments of Dongping LakeEir 项目 Eir RI Cr Hg Pb Cd As 最大值 2.29 181.33 9.07 279.35 28.62 456.78 最小值 1.46 85.33 5.78 31.56 20.05 190.36 平均值 1.98 139.83 7.40 104.37 24.57 278.16 对RI贡献率/% 0.70 50.20 2.60 37.50 8.80 100.00 -
[1] QIN G W, NIU Z D, YU J D, et al. Soil heavy metal pollution and food safety in China: Effects, sources and removing technology[J]. Chemosphere, 2021, 267: 129205. doi: 10.1016/j.chemosphere.2020.129205 [2] GITHAIGA K B, NJUGUNA S M, GITURU R W, et al. Water quality assessment, multivariate analysis and human health risks of heavy metals in eight major lakes in Kenya[J]. Journal of Environmental Management, 2021, 297: 113410. doi: 10.1016/j.jenvman.2021.113410 [3] CUI L, WANG X, LI J, et al. Ecological and health risk assessments and water quality criteria of heavy metals in the Haihe River[J]. Environment Pollution, 2021, 290: 117971. doi: 10.1016/j.envpol.2021.117971 [4] 李道金, 朱润, 等. 滇池重金属污染的分布、积累和风险评估[J]. 环境化学, 2021, 40(6): 1808 − 1818. [5] NIU Y, JIANG X, WANG K, et al. Meta analysis of heavy metal pollution and sources in surface sediments of Lake Taihu, China[J]. Science of the Total Environment, 2020, 700: 134509. doi: 10.1016/j.scitotenv.2019.134509 [6] LI F, HUANG J H, ZENG G M, et al. Spatial risk assessment and sources identification of heavy metals in surface sediments from the Dongting Lake, Middle China[J]. Journal of Geochemical Exploration, 2013, 132: 75 − 83. doi: 10.1016/j.gexplo.2013.05.007 [7] LI R, TANG X Q, GUO W J, et al. Spatiotemporal distribution dynamics of heavy metals in water, sediment, and zoobenthos in mainstream sections of the middle and lower Changjiang River[J]. Science of the Total Environment, 2020, 714: 136779. doi: 10.1016/j.scitotenv.2020.136779 [8] 阳金, 张彦, 祝凌燕. 中国七大水系沉积物中典型重金属生态风险评估[J]. 环境科学研究, 2017, 30(3): 423 − 432. [9] GUO C B, CHEN Y S, XIA W T, et al. Eutrophication and heavy metal pollution patterns in the water suppling lakes of China’s South-to-North water diversion project[J]. Science of the Total Environment, 2020, 711: 134543. doi: 10.1016/j.scitotenv.2019.134543 [10] WANG Y Q, YANG L Y, KONG L H, et al. Spatial distribution, ecological risk assessment and source identification for heavy metals in surface sediments from Dongping Lake, Shandong, east China[J]. Catena, 2015, 125: 200 − 205. doi: 10.1016/j.catena.2014.10.023 [11] 薛迪, 解军, 周建仁, 等. 南水北调东线湖泊针杆藻属分布特征及其与环境因子的关系[J]. 环境科学研究, 2016, 29(11): 1600 − 1607. [12] 张菊, 陈明文, 鲁长娟, 等. 东平湖表层沉积物重金属形态分布特征及环境风险评价[J]. 生态环境学报, 2017, 26(5): 850 − 856. [13] 陈豪, 徐洪增, 路民, 等. 东平湖水体营养化状况综合评价[J]. 人民黄河, 2022, 44(1): 83 − 88. [14] TIAN C, LU X T, PEI H Y, et al. Seasonal dynamics of phytoplankton and its relationship with the environmental factors in Dongping Lake, China[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2013, 185(3): 2627 − 2645. doi: 10.1007/s10661-012-2736-4 [15] CHEN S Y, CHEN Y Y, LIU J Z, et al. Vertical variation of phosphorus forms in core sediments from Dongping Lake, China[J]. Procedia Environmental Sciences, 2011, 10: 1797 − 1801. doi: 10.1016/j.proenv.2011.09.281 [16] HAKANSON L. An ecological risk index for aquatic pollution control. A sedimentological approach[J]. Water Research, 1980, 14(8): 975 − 1001. doi: 10.1016/0043-1354(80)90143-8 [17] LI D P, YU R D, CHEN J, et al. Ecological risk of heavy metals in lake sediments of China: A national-scale integrated analysis[J]. Journal of Cleaner Production, 2022, 334: 130206. doi: 10.1016/j.jclepro.2021.130206 [18] 浦江, 张翠萍, 刘淑娟, 等. 杞麓湖径流区不同湿地沉积物重金属污染特征及潜在生态风险评价[J]. 农业资源与环境学报, 2021, 38(5): 755 − 763. [19] 张坤, 杨霞, 吴雅霁, 等. 湘江株洲-湘潭-长沙段河床沉积物重金属污染特征及生态风险评价[J]. 农业资源与环境学报, 2015, 32(1): 60 − 65. [20] YI Y J, YANG Z F, ZHANG S H. Ecological risk assessment of heavy metals in sediment and human health risk assessment of heavy metals in fishes in the middle and lower reaches of the Yangtze River basin[J]. Environmental Pollution, 2011, 159(10): 2575 − 2585. doi: 10.1016/j.envpol.2011.06.011 [21] ZHAO Z H, GONG X H, DING Q Q, et al. Environmental implications from the priority pollutants screening in impoundment reservoir along the eastern route of China's South-to-North water diversion project[J]. Science of the Total Environment, 2021, 794: 148700. doi: 10.1016/j.scitotenv.2021.148700 [22] 胡尊芳. 南水北调东线工程对东平湖水环境的影响[J]. 山东国土资源, 2017, 33(10): 46 − 51. [23] ZHANG H X, HUO S L, YEAGER K M, et al. Accumulation of arsenic, mercury and heavy metals in lacustrine sediment in relation to eutrophication: Impacts of sources and climate change[J]. Ecological Indicators, 2018, 93: 771 − 780. doi: 10.1016/j.ecolind.2018.05.059 [24] 王萍, 王世亮, 刘少卿, 等. 砷的发生、形态、污染源及地球化学循环[J]. 环境科学与技术, 2010, 33(7): 90 − 97. [25] SHI W C, LI T, FENG Y, et al. Source apportionment and risk assessment for available occurrence forms of heavy metals in Dongdahe wetland sediments, southwest of China[J]. Science of the Total Environment, 2022, 815: 152837. doi: 10.1016/j.scitotenv.2021.152837 [26] 张磊, 王起超, 李志博, 等. 中国城市汞污染及防治对策[J]. 生态环境, 2004, 13(3): 410 − 413. 期刊类型引用(6)
1. 张文博,余香英,薛弘涛,刘晋涛,蒋婧媛,熊津晶. 基于APCS-MLR模型的九洲江广东段不同水期水质变化特征及污染来源解析. 农业环境科学学报. 2024(02): 401-410 . 百度学术
2. 毛禹,夏军强,周美蓉,邓珊珊. 近20年长江中游监利—汉口河段氮、磷负荷时空变化特征分析. 环境科学. 2024(09): 5204-5213 . 百度学术
3. 卜思凡,余香英,张文博,熊津晶,吴华财,潘文兴. 基于PMF模型的粤西典型流域氨氮污染特征分析. 环境保护科学. 2024(06): 104-109 . 百度学术
4. 黄燏,阙思思,罗晗郁,蒋晖. 长江流域重点断面水质时空变异特征及污染源解析. 环境工程学报. 2023(08): 2468-2483 . 本站查看
5. 薛弘涛,余香英,陈晓丹,许泽婷. 深圳河口溶解氧变化规律及其影响因素研究. 环境生态学. 2023(11): 88-94 . 百度学术
6. 张悦. 近海流域溶解氧的影响因素分析. 中国资源综合利用. 2023(11): 111-113 . 百度学术
其他类型引用(5)
-