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印染行业是纺织产业链中提高产品附加值的关键行业，也是能耗和水耗较高、废水排放量较大的行业，约占纺织废水排放量的80%[1]，仅江浙地区印染行业的废水排放量即可达到2×106~3×106 t·d−1[2]。印染行业废水排放量的不断增加，成为我国工业系统中重点污染源之一，而污染治理带来的高成本严重削弱了企业的竞争力，成为制约纺织印染行业健康、可持续发展的瓶颈[3]。目前，印染废水处理的方法主要包括物理法、化学法以及生物法。其中，利用生物技术处理印染废水成本低廉、对环境的二次污染小、污泥产量少、不需要复杂的设备，具有良好的环境效应和经济效应，故其成为最常用的印染废水处理技术[4]。
但是印染废水中含有大量浆料、染料、助剂、表面活性剂等，使其具有水质成分复杂、可生化性较差等特点，只经生物处理难以满足严格的排放要求，废水中仍含有极细微的悬浮物、磷、氮和难以生物降解的有机物、矿物质、病原体等[5-7]。由于印染废水是一个复杂的体系，因此，需要从复杂体系的视角，研究和掌握污水的特性[8]。现阶段，污水处理工艺通常由多个处理单元串联形成组合工艺，但是这些组合工艺的设计缺乏系统性理论指导，仅仅依据COD、BOD、TN和TP等污染物浓度的综合指标，参照类似的污水处理工程进行工艺设计，这种设计方法具有很大的盲目性[9-11]。事实上，仅仅从COD值难以得到污水处理特性的信息。污水中的污染物质量浓度仅可表明污染程度，与生物处理特性没有直接关系[12-13]。目前，对印染废水生物处理特性的研究较少，仅有一些研究使用BOD5/COD比值，粗略、简单地对印染废水的生物处理特性进行了评价[14-15]。但废水中既含有一些易被微生物降解的物质，又含有不能被微生物降解、甚至对微生物产生抑制的物质，这些污染物质的性质和比例不但决定了该废水生物处理的难易性，也决定了是否适宜使用生物处理方法对废水进行处理[15]。BOD5/COD比值仅仅是一个特征值，无法动态表征污水中有机物降解的过程[16]，很难准确地分析有机组分转化机制[17-18]，只通过区分有机物的生物降解难度，无法正确指导生物手段在印染废水处理过程中的应用。
基于以上问题，本研究直接对印染废水的生物处理过程进行测量，实时测定生物对废水中的污染物质降解过程中的耗氧量，得到完整的生物耗氧过程，结合耗氧速率的变化特征，可直观准确地观察有机物降解的动态过程，定量测定不同降解难度的有机物所占比例以及在降解过程中的降解启动时间和耗时情况，实现对废水中有机物降解特性的定量评价；通过对曝气时间、氮磷平衡、无机盐投加等条件的优化，进一步提高了印染废水的生物处理特性。本研究作为污水处理中水征指标评价方法与理论体系的一部分，有利于重新认识现有污水处理工艺和水质标准，研究可为优化现有污水处理技术和工艺组合及其运行操作提供参考。
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水样为苏州吴江区某印染废水处理厂的进水，采集后的水样放入4 ℃冰箱保存。该部分水样采集后经0.45 μm滤膜过滤后，测定其水质指标。抽滤前，印染废水的TN=8.67 mg·L−1、TP=0.18 mg·L−1、COD=328 mg·L−1、BOD=85 mg·L−1、B/C=0.26；抽滤后，印染废水的TN=6.14 mg·L−1、TP=0.05 mg·L−1、COD=320 mg·L−1、BOD=82 mg·L−1、B/C=0.26。
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本实验系统工作流程如图1所示，系统由反应单元、二氧化碳吸附单元、微量气体测定单元、数据分析单元构成。
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本实验采用的污泥直接取自该印染废水处理厂的好氧池污泥。从生物处理单元曝气池出水处采集活性污泥悬浮液，然后立即在实验室进行清洗，将活性污泥悬浮液离心(4 000 r·min−1，10 min)，得到清晰的泥水界面，弃去上清液，加曝气除氯的自来水重悬。以上操作重复3次。清洗完成后，以105 ℃烘干且测其干重。将活性污泥悬浮液置于4 ℃冷藏，保存时间不宜超过3 d。在实验前，根据干重测定结果，将冷藏的活性污泥悬浮液调整为实验所需浓度的接种液，然后持续搅拌并连续曝气，待恢复20 ℃后，用于配制实验混合液。
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本实验反应体系的混合液体积为300 mL，反应体系中待测废水的投加占比为50%，污泥的投加占比为50%，搅拌速率为80 r·min−1。水温控制在20~30 ℃，pH控制在 6.5~8.5。反应体系中的污泥为3 g·L−1，废水曝气时间分别为5、10、20 min(气泵流量为2 L·min−1)，此外，抽滤实验组的污泥浓度控制在4 g·L−1。除未抽滤实验组外，其余实验组的待测废水均经过0.45 μm滤膜抽滤处理。营养源种类及投加情况如表1所示。
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将废水、污泥、营养液按照一定比例加入反应单元的标准反应器中，反应器可模拟废水生物处理过程。利用微生物降解作用消耗氧气，产生CO2，CO2再被二氧化碳吸附单元吸收。反应瓶中产生负压，外部的氧气通过微量气体测定单元补充到反应瓶中，在补充气体的过程中，微量气体测定单元实时记录气体补充量。微量气体测定单元(Bioprocess Control，瑞典)基于脉冲信号的数据采集系统，内置压力及温度传感器。根据不同实验室的环境温度和压力换算为标准状况下的数值，可实现耗氧量的即时测量。通过以太网传输到数据分析单元，完成数据收集和分析。
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高于内源呼吸速率的阶段为生物处理有机物阶段[19]，在此阶段内的累积耗氧量就是废水中可被生物降解的有机物，总有机物(以COD计)减去这部分有机物含量，则为生物不可降解有机物。在生物可降解有机物中，0~5 h内，生物耗氧速率高于内源呼吸速率变化趋势，呈现上升趋势，则此阶段为生物快速降解有机物阶段(Ⅰ阶段)，在此阶段内，生物的累积耗氧量就是废水中生物快速降解的有机物的量；5 h之后，若生物耗氧速率仍然高于高于内源呼吸速率，在其显著下降之前的阶段为生物容易降解有机物阶段(Ⅱ阶段)，在此阶段内，生物的累积耗氧量就是废水中生物易降解的有机物的量；可被生物降解的有机物总量减掉生物快速降解有机物和生物快速易有机物，得到的耗氧量为生物可降解有机物含量(Ⅲ阶段)。
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不同曝气时间条件下印染废水耗氧过程如图2所示。根据图2(a)中耗氧速率变化特征曲线，可将印染废水中的有机物分为生物快速处理、生物易处理、生物可处理、生物不可处理4种有机物，结合图2(b)中耗氧量的变化，得到有机物降解难易程度的分布，如表2所示。由表2可知，当废水不曝气时，活性污泥很难快速降解印染废水中的有机物，说明此印染废水的生物处理特性较差。这是由于印染工序中会使用大量的合成浆料、染料、表面活性剂，这些物质都具有分子结构复杂，难以被生物降解的特点[3]。经过曝气处理后，废水中可被生物降解的有机物含量有所增加，由15.24%增加到16.16%~18.60%。这主要是由于曝气处理会改善微生物降解有机物的环境，有利于活性污泥降解废水中的有机物。在可被生物降解的有机物中，生物快速处理、生物易处理、生物可处理的有机物的平均含量占比分别为15.48%、64.29%、20.83%。其中经5 min曝气处理后的废水中生物快速处理的有机物含量最高，为21.31%，分别比10 min和20 min处理组高出67.45%和88.25%。
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抽滤处理后印染废水耗氧过程如图3所示。由图3可知，印染废水经过抽滤后，微生物降解有机物的过程发生了显著的变化。首先，在微生物快速降解有机物的阶段，生物耗氧速率显著增加，由2.97 mg·(L·h)−1增加到9.90 mg·(L·h)−1。而未抽滤的印染废水中不存在生物易降解阶段，在5 h后，微生物直接进入内源呼吸阶段，耗氧速率维持在0.47 mg·(L·h)−1左右；而在20 h后，生物耗氧速率逐渐增加到1.00~1.52 mg·(L·h)−1，此时印染废水中的有机物仍可被缓慢降解。经过抽滤后的印染废水在5 h之后，耗氧速率维持在1.38~1.57 mg·(L·h)−1，微生物处于容易降解有机物阶段；在10 h之后，抽滤和未抽滤的印染废水中微生物的呼吸速率变化趋势比较一致；在55 h之后，废水耗氧速率稳定在0.52 mg·(L·h)−1，微生物基本上进入内源呼吸阶段，不再降解有机物，因此，耗氧量仅统计60 h内的累积值。
结合图3(b)中耗氧量的变化，得到有机物降解难易程度的分布，如表3所示。由表3可知，经过抽滤处理后，印染废水中可被生物降解的有机物含量由15.55%增加到18.44%。在可被生物降解的有机物中，生物快速处理、生物易处理、生物可处理有机物的含量占比由17.65%、0.00%、82.35%变为30.51%、15.25%、54.24%，其中，生物快速处理和生物易处理有机物组分的含量增加较为明显。这说明抽滤处理虽然使该印染废水的COD由328 mg·L−1降低到320 mg·L−1，但对其生物可处理有机物含量的分布影响较大，尤其是增加了生物快速处理和生物易处理有机物组分的含量。这很有可能是由于抽滤滤掉的8 mg·L−1 COD中含有一些抑制生物处理过程的物质，但具体是何种物质，尚需进一步通过组分分析手段确认[8]。
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在印染废水生物处理体系中，分别以梯度浓度为15、30、45 mg·L−1尿素补充氮源，以梯度浓度为14、28、42 mg·L−1 K2HPO4补充磷源，以梯度浓度为0.15、0.30、0.60 mg·L−1 FeCl3补充无机盐，分别得到不同营养源种类条件下生物处理过程的耗氧速率和累积耗氧量变化特征，结果如图4~图6所示，有机物降解难易程度分布结果如表4所示。由表4可知，氮源和磷源的补充显著影响生物处理过程，尤其是提升了生物快速降解和生物易降解阶段的处理效果。随着氮源和磷源浓度增加，印染废水中可被生物处理的有机物含量逐渐增加，可由18.13%提高到29.06%，提高幅度可达53.45%~60.34%，但铁盐对该印染废水的生物处理过程影响不大。
单独使用氮源时，在微生物快速降解有机物阶段，30 mg·L−1处理组的平均耗氧速率最高，为2.68 mg·(L·h)−1，比45 mg·L−1处理组高33.18%，KB组和15 mg·L−1处理组无快速降解有机物阶段；在5 h后，所有氮源处理组的耗氧速率均进一步有所提高，30 mg·L−1处理组的耗氧速率在16 h达到峰值，为3.42 mg·(L·h)−1，分别比KB组、15 mg·L−1处理组、45 mg·L−1处理组的耗氧速率峰值高出92.31%、4.17%、5.63%；在57 h之后，废水耗氧速率稳定在0.33~0.86 mg·(L·h)−1，微生物基本上进入内源呼吸阶段，不再降解有机物。此外，由表4可知，与KB组相比，氮源的使用增加了快速处理有机物和易处理有机物的含量，在可被生物降解的有机物中，30 mg·L−1处理组的快速处理有机物比例含量最高，为14.94%，比45 mg·L−1处理组高出30.00%。45 mg·L−1处理组的易生物处理有机物比例含量最高，为70.79%，分别比15 mg·L−1处理组、45 mg·L−1处理组高出36.13%、8.04%。
单独使用磷源时，在0~10 h时，微生物耗氧速率均维持在1.71 mg·(L·h)−1左右，该时间段内微生物处于内源呼吸阶段，此时微生物处于适应该磷源浓度阶段；在10 h后，所有磷源处理组的耗氧速率快速增加，耗氧速率在12 h均达到峰值，42 mg·L−1处理组的耗氧速率最大，为5.76 mg·(L·h)−1，分别比14 mg·L−1和28 mg·L−1处理组高出23.47%和18.63%；在55 h之后，废水耗氧速率稳定在0.67~1.90 mg·(L·h)−1，微生物基本上进入内源呼吸阶段，不再降解有机物。此外，由表4可知，与KB组相比，磷源的使用增加了易处理有机物有机物的含量，42 mg·L−1处理组的增加幅度最大，增幅达到143.75%，分别比14 mg·L−1和28 mg·L−1处理组高50.00%和11.43%。在单独补充铁盐时，铁盐仅对微生物的内源呼吸作用产生影响，0.60 mg·L−1的铁盐使微生物呼吸速率均值由0.92 mg·(L·h)−1提高到1.10 mg·(L·h)−1。
以上结果说明，在生物处理过程中，该废水缺少足够的氮源和磷源。由于微生物所需的理想的C∶N∶P比值为100∶5∶1[20]，但该印染废水的实际C∶N∶P比值为380∶8.67∶0.18，可通过补充氮源和磷源来提高微生物的活性[21]，进而提高了生物处理效果。由此可见，制约该废水生物处理过程的原因是缺少足够的氮源和磷源。本研究所得到的适宜尿素(氮源)投加浓度为30 mg·L−1，适宜的K2HPO4(磷源)投加浓度为42 mg·L−1。
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1)通过实时测定生物对废水中的污染物质降解过程中耗氧量，得到完整的生物耗氧过程，结合耗氧速率的变化特征，定量确定不同降解难度的有机物所占比例。
2)印染废水中含有18.60%的有机物可被生物处理，在这些可被生物处理的有机物中，生物快速处理、生物易处理、生物可处理有机物的平均含量分别为15.48%、64.29%、20.83%。
3)氮源和磷源可提升生物快速处理和生物易处理阶段的处理效果，可被生物处理的有机物含量由18.13%提高到29.06%。氮源增加了快速处理有机物和易处理有机物的含量，微生物需要适应磷源环境之后进入快速降解有机物阶段。本研究所得到的适宜尿素(氮源)投加浓度为30 mg·L−1，适宜的K2HPO4(磷源)投加浓度为42 mg·L−1。
4)抽滤可以降低废水中有机物含量，增加生物快速处理和生物易处理有机物组分的含量，提高废水的生物可处理性。
纳管印染废水生物处理特性及其定量评价
Bio-treatment feature and its quantitative evaluation of dyeing wastewater in pipeline
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摘要: 生物处理技术因其成本低廉、具有良好的环境效应和经济效应，成为印染废水最常用的处理技术之一。为适应对印染废水水质的高标准处理需求，同时考虑污水中污染物组分的复杂性，需对其生物处理特性进行评价，以印染企业内部处理后排放到污水处理厂的纳管废水为研究对象，通过分析确定不同降解难度的有机物所占比例，实现对废水中有机物降解特性定量评价。结果表明：当印染废水的B/C值为0.26时，在实际运行工况下，该类印染废水中仅有18.6%的有机物可被生物降解，在这些可被生物降解的有机物中，生物快速降解、生物易降解、生物可降解有机物的平均含量分别为15.48%、64.29%、20.83%；通过增加氮源和磷源的含量，印染废水中可被生物降解的有机物含量可提高53.45%~60.34%，其中氮源主要提高生物快速降解的有机物含量，磷源主要提高生物易降解的有机物含量。对印染废水的生物处理特性评价方法及评价结果，可作为污水处理中水征指标评价方法与理论体系的一部分，有利于重新认识现有污水处理工艺和水质标准、优化现有技术和工艺组合及其运行操作。Abstract: Bio-treatment has become one of common treatment technologies for wastewater due to its low cost, simple equipment, economic and environmental benefits. In order to adapt to the high standard requirements in effluent quality in dyeing wastewater treatment, and consider the complexity of pollutant composition, the bio-treatment characteristics of dyeing wastewater need to be evaluated. In this study, the wastewater in pipeline to the wastewater plant discharged from the treated dyeing wastewater in the enterprises was taken as object, the quantitatively evaluation of biodegradation characteristics of organics in wastewater was achieved by analyzing the proportions of organic pollutions with different biodegradation difficulties. The result showed that when the B/C value of the dyeing wastewater was 0.26, only 18.60% organic matters in it could be biodegradable under the practical operational conditions. Among these biodegradable organic matters, the average contents of rapid biodegradable, easy biodegradable and normal biodegradable organic matters were 15.48%, 64.29% and 20.83%, respectively. Through increasing the nitrogen source and phosphorus source, the content of biodegradable organic matter in the dyeing wastewater increased by 53.45%~60.34%. Of which, nitrogen source mainly increased rapid biodegradable organic matters, phosphorus source mainly increased easy biodegradable organic matters. The evaluation method and result of dyeing wastewater bio-treatment feature could be taken as one part of the theorical system and evaluation method for water characteristic indexes in wastewater treatment, which is conducive to knowing the current wastewater treatment process and water quality standard again, and optimizing the current technologies, processes combination and their operation.
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Key words:
- biodegradation characteristics /
- dyeing wastewater /
- wastewater treatment /
- high standard
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旋风除尘器作为常用的工业除尘设备，具有结构简单、无运动部件、性能稳定等特点，被广泛应用于工业除尘、选粉等领域[1-3]。传统旋风除尘器对比重和粒径较大的固体颗粒分离效率较高，但对细小的颗粒分离效率较低，使其应用受到了很大程度的限制。因旋风除尘器的分离效率低，给后续设备的运行增加了负荷[4]。
针对上述问题，国内外很多专家进行了改进研究。孙国刚等[5]、董瑞倩等[6]提出了一种新型旋风除尘器，在PV型旋风除尘器的基础上对排气管、筒体等结构进行改进，对结构强度以及分离性能有所提高。IRFAN等[7]设计了一种分离空间由外圆柱体和涡旋板组成的除尘器，其分离性能优于常规性除尘器。陆元宝等[8]、吴晓明等[9]、杨景轩等[10]、孟文等[11]考察了排气管插入深度、直径和形状对除尘器除尘效率的影响。YUKI等[12]通过在旋风除尘器排气管上加装锥形环的方法，使得旋风除尘器更容易获得最大效率和最小压降。HSIAO等[13]采用实验的方法对旋风除尘器的几个结构进行了系统的研究，通过改变出口直径和入口形式，在一定程度上提高了其分离效率，但对于细颗粒的分离效率并不理想，对于旋风除尘器的分离效率仍需要进一步提高。
本研究针对传统旋风除尘器分离效率低的问题，提出了一种球柱形旋风除尘器；通过数值模拟和实验研究，分析了其流场特性和分离性能。
1. 材料与方法
1.1 实验原料
实验物料为石英砂颗粒，密度为2 650 kg·m−3，其粒度参考实验所用物料，见表1。其中，中位径为12.61 µm、体积平均径为19.07 µm、面积平均径为4.53 µm。
表 1 石英砂粒度分布Table 1. Distribution of SiO2 particle size粒径/μm 区间含量/% 累积含量/% 粒径/μm 区间含量/% 累积含量/% 0.050~5.050 29.87 29.87 50.05~55.05 2.08 93.03 5.050~10.05 16.38 46.25 55.05~60.05 1.63 94.66 10.05~15.05 7.99 54.24 60.05~65.05 1.33 95.99 15.05~20.05 10.33 64.57 65.05~70.05 1.09 97.08 20.05~25.05 7.48 72.05 70.05~75.05 0.87 97.95 25.05~30.05 5.24 77.29 75.05~80.05 0.59 98.54 30.05~35.05 4.38 81.67 80.05~85.05 0.51 99.05 35.05~40.05 3.75 85.42 85.05~90.05 0.3 99.35 40.05~45.05 3.03 88.45 90.05~95.05 0.26 99.61 45.05~50.05 2.5 90.95 95.05~100.05 0.13 99.74 | Show Table
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1.2 实验装置
实验仪器：0~160 m3·h−1 转子流量计(江苏泰州俊海仪表有限公司)、U形压差计(衡水斯菲尔仪表有限公司)、球柱形旋风除尘器(直径100 mm，排气管直径30 mm，排气管插入深度30 mm，排尘口直径20 mm)、XK-RB型漩涡气泵(上海辛恪实业有限公司)、BT-9300S型激光粒度分析仪(丹东百特仪器有限公司)、电子天平(福州华志普力特斯科学仪器有限公司)、振动加料系统(郑州汇通矿山机械有限公司)。实验现场如图1所示。
图 1 球柱形旋风除尘器实验现场图Figure 1. Photograph of experimental spherical column cyclone separator1.3 实验方法
实验原料由振动加料系统送入进风管道中，在管道内分散并与空气混合，再经进气管进入旋风除尘器内进行分离。其中，绝大部分颗粒通过排尘口进入集料箱被捕集，一小部分粒径小且轻的颗粒经排气管排出。用U形压差计测量旋风除尘器压降，由转子流量计检测进口风量，进口风量大小调节通过变频器控制气泵电机转速实现。用集料箱收集被分离出的颗粒进行称重，并用激光粒度仪进行粒度测试。
为了更好地研究柱段高度对颗粒运动轨迹的影响，单颗粒入射点选择在进气口截面中间位置，颗粒群射入位置选择在整个进气口截面垂直均匀射入；针对传统旋风除尘器对于5 µm以下粒径颗粒分离效率不理想的缺点，选择颗粒粒径为1 µm和5 µm。
1.4 数值模拟方法
1)模型建立及网格划分。采用Solidworks软件对球柱形旋风除尘器建立三维数值模型，并利用Gambit软件进行网格划分，结果如图2所示。将旋风除尘器分为进料体、环柱段、柱段、下球体(锥体)、排尘管和排气管6部分。其中，进料体采用四面体网格，其余均采用六面体网格。经过对网格数量为238 845、258 630和278 213的球柱形旋风除尘器模型计算结果的关联性比较，最终确定网格数量为258 630，同时对旋风除尘器网格进行质量检查，以满足模拟要求。
图 2 球柱形旋风除尘器三维模型及网格划分Figure 2. Three-dimensional model diagram and grid division of spherical column cyclone separator2)边界条件设置。采用Fluent14.5软件进行气-固两相模拟计算。多相流模型选用DPM模型，湍流模型选用雷诺应力模型，离散格式采为QUICK格式，压力插补格式为PRESTO格式，算法为SIMPLEC。入口边界条件采用速度入口，速度设置为20 m·s−1，气固两相，固相为石英砂颗粒。排气管出口设置为自由出口，流量权重为1；排尘口设置为无气体流出。壁面条件设置为无滑移边界，采用标准壁面函数，流体与壁面无相对速度。为了探究柱段高度对球柱形旋风除尘器内部流场的影响，选用不同的柱段高度，分别为0、100、150、200和300 mm，选取球柱形旋风除尘器的中间截面位置处（如图3所示），并且绘制静压力和速度分布曲线进行分析。
图 3 球柱形旋风除尘器中间截面位置图Figure 3. Middle cross section position of spherical column cyclone separator2. 结果与讨论
2.1 球柱形旋风除尘器原理分析
球柱形旋风除尘器运行时，烟尘以一定的速度由进气管进入到球柱形旋风除尘器内部，由于上球体结构的作用，在上球体和排气管之间快速旋转并且向下流动，称之为外旋流。烟尘流经柱段之后带动排气管下面的圆形气柱旋转，当气流运动到下球体底端时，由于下球体的结构作用而发生折转，并跟随圆形气柱向上运动，称之为内旋流。整个过程中，烟尘颗粒在外旋流、重力以及离心力的作用下沿壁面旋转向下运动，通过排尘口排出，统一进行收集；而留下的气体则在内旋流的作用下通过排气管向上排出。
球柱形旋风除尘器的原理示意图如图4所示。不同于传统柱锥形旋风除尘器，球柱形旋风除尘器上端与下端均采用半球体结构，中间部分采用筒体结构与上下两端半球体连接。如图5所示，因上端半球体结构作用，与传统柱锥形旋风除尘器相比，烟尘颗粒在受离心力、阻力等力的基础上，还受到力Fn的轴向分量Fzn的作用，使得轴向方向的速度增大，从而减小了旋转圈数，缩短了运动到除尘器下球体的时间，进而有利于分离效率的提高。因下端半球体结构作用，增加了外旋流的空间，减小了因上升气流下部摆动造成的二次返混，从而有利于颗粒分离。
图 5 颗粒在除尘器上球体内轴向方向受力Figure 5. Axial force acting on particles inside the upper spherical column of the separator2.2 数值模拟结果分析
柱段高度对球柱形旋风除尘器内部流场及分离性能影响很大[6]。因此，首先探究柱段高度对球柱形旋风除尘器内部流场的影响。
2.2.1 柱段高度对球柱形旋风除尘器分离特性的影响
由图6(a)中的静压力分布曲线可知，不同柱段高度下的静压力分布规律基本相同，沿内壁到中心轴线方向，静压力逐渐降低，并在中心轴线处达到最小。随着柱段高度的增加，静压力数值相应减小，并且减小的幅度不断降低。旋风除尘器是在重力和离心力共同作用下完成分离过程的，产生离心力的基本前提是切向速度，并且对分离效率有重要的影响。由图6(b)可以看出，柱段高度为100、150、200和300 mm时，切向速度均呈“M”型分布，并且基本具有一致的变化规律：在壁面处切向速度为零，沿半径方向由外而内，切向速度先增大后减小，在中心轴线处达到最小。随着柱段高度的增加，切向速度逐渐减小，在中间位置时差值最大，达到6 m·s−1。柱段高度为0 mm时，中间位置有一部分处被排气管壁占据，从而导致切向速度为零，但分布与其他柱段高度时大体一致，并且切向速度大于其他柱段高度切向速度，差值最大达到12 m·s−1。
图 6 除尘器内流体静压力和速度分布Figure 6. Static pressure and velocity distribution of the fluid inside the separator轴向速度的大小可影响颗粒在内部分离与滞留时间，也是影响分离效率的一个重要因素。由图6(c)可以看出，当柱段高度为0 mm时，在进气口壁面处轴向速度随半径的减小先增大后减小，然后再反向增大最后又减小，与其他柱段高度相比具有不同的分布规律。这是由2个方面的原因造成的：其一是因为排气管插入长度过大而导致分离空间减少，气体因摩擦作用减小了速度；其二是此处还存在旋涡作用，由于排气管插入长度过大，使部分颗粒受到内旋流的影响，被卷入内旋流由排气管排出。柱段高度为100、150、200和300 mm时，轴向速度在壁面处分布一致，随着半径的减小，轴向速度绝对值先增大后减小；随着半径的继续减小，轴向速度绝对值都增大。在中心轴线附近会出现回流和滞流现象，这是由于气流强烈旋转使法向压力梯度变大，中心轴线附近压力较低，进而使得轴向速度变小，其数值有正有负。旋风除尘器内部径向速度是相比于切向速度和轴向速度中最小的一个，对内部流场的影响较小，但也存在一定的影响。由图6(d)可以看出, 不同柱段高度球柱形旋风分离器的径向速度均关于中心轴线对称，在近壁面处变化较小，在中心轴线变化稍大，并且随着高度的增加，会出现波动，这是由强湍流引起的。
2.2.2 柱段高度对颗粒运动轨迹的影响
图7为1 µm和5 µm 2种粒径的单颗粒和颗粒群在不同柱段高度下的运动轨迹。可以看出，随着柱段高度的增加，粒径1 µm颗粒运动轨迹变长，并且不规律，特别是在旋风除尘器下部位置；粒径5 µm颗粒螺旋向下的圈数增多，并且螺距逐渐增大，这说明颗粒下降速度增快，有利于分离效率的提高。除尘器内部，5 µm颗粒的螺距在除尘器上部较大，随着颗粒向下运动，螺距减小。这是由于随着柱段高度的增加，除尘器内的旋转气流未达到下半球段就终止了，导致外旋流并没有沿下半球的球形结构发生聚拢，而是向壁面发生偏移，出现摆尾现象，所以导致颗粒在除尘器上部螺距较大，在下部螺距较小。
由表2可以看出，5 µm颗粒在不同柱段高度下都被完全被捕集，分离效率到达100%；随着柱段高度的增加，1 µm颗粒被捕集数增加。
表 2 不同粒径的颗粒分离效率Table 2. Separation efficiency of particle with different size柱段高度/mm 颗粒粒径/µm 总颗粒数量/个 捕集数量/个 分离效率/% 0 1 48 3 6.25 5 48 48 100 100 1 48 6 12.5 5 48 48 100 150 1 48 7 14.6 5 48 48 100 200 1 48 8 16.7 5 48 48 100 300 1 48 9 18.8 5 48 48 100 | Show TableDownLoad:
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2.3 实验结果分析
2.3.1 柱段高度对压降的影响
从图8中可以看出，柱段高度为0 mm时，压降为775.5 Pa；柱段高度增大至300 mm时，压降为588 Pa；随着柱段高度的增大，压降逐渐减小。其原因是，旋风除尘器的压降主要是由排气口处流体的黏性耗散决定的，而黏性耗散的数值基本上和速度的平方数值接近。因此，柱段高度增大后旋转强度增强意味着增加压力损失。然而，速度降低使得在排气管处的损失降低。这是因为，在上升流中速度相对较大，减小的幅度较大，占主要影响。因此，增大旋风除尘器柱段高度，压降会相应减小。
2.3.2 柱段高度对分离效率的影响
总分离效率是指在相同时间内被捕集的粉尘质量与进口处的粉尘总质量的比值，是评价旋风除尘器性能的一个极其重要指标。从图9(a)可以看出，当柱段高度由0 mm增大至150 mm时，总分离效率由84.42%增大为92.01%；柱段高度继续增大到300 mm时，总分离效率又减小为88.3%。随柱段高度的增大，总分离效率先增高后降低。前文数值模拟计算中选用的1 µm颗粒与5 µm颗粒是为了重点探究5 µm及以下颗粒分离效果，实验环境下由于条件限制与模拟条件略有不同，但数值模拟的结果与实验结果变化趋势一致。
图 9 球柱形旋风除尘器柱段高度对分离效率的影响Figure 9. Effect of column height on the separation efficiency of the spherical column cyclone separator因尘粒直径和分散程度不同，旋风除尘器效率也会不同，所以，要全面评定除尘器的性能还需要对比颗粒分离效率，即某一粒径或某一粒径范围内粉尘的分离效率。颗粒分离效率可以更加准确地反映除尘器对颗粒的捕集能力。从图9(b)可以看出：其一，不同柱段高度时，相同粒径颗粒的分离效率先增大后减小；其二，柱段高度为150 mm时，颗粒分离效率最高；其三，随颗粒粒径的增大，分离效率先减小后增大，这是由于小颗粒团聚作用较强，随着粒径的增大，团聚作用减弱，但离心力作用增强，所以随颗粒直径的增大，分离效率先减小后增大，既所谓“鱼钩”效应[14]。
与传统柱锥形旋风除尘器相比，球柱形旋风除尘器压降更小，而总分离效率更高，有很大的优越性。这是因为球柱形旋风除尘器的上球体作用，使颗粒加快向下运动，同时减少了上灰环和短路流等二次流，增大固相颗粒被捕集的概率，使总分离效率增大；另外，进气口处的球形结构减少了气体在除尘器内因摩擦而损耗的能量，降低了压力损失。
3. 结论
1)数值模拟结果表明, 除尘器柱段高度不为零时，随着柱段高度的增加，内流体静压力逐渐变小，其切向速度均呈“M”型分布，内流体轴向速度在壁面处随着半径的减小，其绝对值先增大后减小，随着半径的继续减小，其绝对值又开始增大，内流体径向速度均关于中心轴线对称。
2)实验结果表明，除尘器柱段高度为0 mm时，内流体压降为775.5 Pa；除尘器柱段高度增大至300 mm时，内流体压降为588 Pa；随着柱段高度的增大，压降逐渐减小。
3)综合分析压降、颗粒分离效率和分离效率可得出：当除尘器柱段高度为150 mm时，总分离效率最高，达到92.01%。
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图 2 不同曝气时间条件下印染废水耗氧过程
Figure 2. Oxygen consumption process of dyeing wastewater under different aeration time conditions
图 3 抽滤处理后印染废水耗氧过程
Figure 3. Oxygen consumption process of dyeing wastewater under filtration conditions
图 4 投加氮源后印染废水耗氧过程
Figure 4. Oxygen consumption process of dyeing wastewater with nitrogen source addition
图 5 投加磷源后印染废水耗氧过程
Figure 5. Oxygen consumption process of dyeing wastewater with phosphorus source addition
图 6 投加铁盐后印染废水耗氧过程
Figure 6. Oxygen consumption process of dyeing wastewater with Fe3+ source addition
表 1 营养源种类及投加情况
Table 1. Types of nutrient sources and their doses in test
mg·L−1 营养源种类 投加浓度(以体系浓度计) 投加营养源后废水中该类营养源的浓度 TN TP Fe3+ 尿素 15 15.67 — — 30 22.67 — — 45 29.67 — — K2HPO4 14 — 2.67 — 28 — 5.17 — 42 — 7.66 — FeCl3 0.15 — — 0.15 0.30 — — 0.20 0.60 — — 0.31 注：—表示废水中并未额外投加该类营养源。
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表 2 不同曝气时间条件下有机物降解难易程度分布
Table 2. Distribution of degradation difficulty degree of organic matters in dyeing wastewater at different aeration times
mg·L−1 有机物类型 曝气0 min后COD 曝气5 min后COD 曝气10 min后COD 曝气20 min后COD 生物快速处理 0 13 7 6 易生物处理 8 37 37 34 可生物处理 42 11 11 13 不可生物处理 278 267 273 275
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表 3 抽滤处理前后下有机物降解难易程度分布
Table 3. Distribution of degradation difficulty degree of organic matters in dyeing wastewater before and after filtration treatment
mg·L−1 有机物类型 抽滤前COD 抽滤后COD 生物快速处理 9 18 易生物处理 0 9 可生物处理 42 32 不可生物处理 277 261
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表 4 外加营养源条件下有机物(以COD计)降解难易程度分布
Table 4. Distribution of degradation difficulty degree of organic matters (as COD) in dyeing wastewater with different nutrients addition
mg·L−1 有机物类型 KB A1 A2 A3 B1 B2 B3 C1 C2 C3 生物快速处理 0 0 13 10 0 0 0 0 0 0 易生物处理 16 39 57 63 26 35 39 21 25 31 可生物处理 42 36 17 16 25 42 54 25 26 33 不可生物处理 262 245 233 231 269 243 227 274 269 256 注：KB表示废水中未投加任何营养源；A1、A2、A3分别表示废水中投加15、30、45 mg·L−1尿素；B1、B2、B3分别表示废水中投加14、28、42 mg·L−1 K2HPO4；C1、C2、C3分别表示废水中投加0.15、0.30、0.60 mg·L−1 FeCl3。
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