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气动乳化脱硫筒内气液两相流动的数值模拟

侯懿宁, 何宏舟, 张军. 气动乳化脱硫筒内气液两相流动的数值模拟[J]. 环境工程学报, 2021, 15(1): 262-270. doi: 10.12030/j.cjee.202003189
引用本文: 侯懿宁, 何宏舟, 张军. 气动乳化脱硫筒内气液两相流动的数值模拟[J]. 环境工程学报, 2021, 15(1): 262-270. doi: 10.12030/j.cjee.202003189
HOU Yining, HE Hongzhou, ZHANG Jun. Numerical simulation of gas-liquid two-phase flow in a pneumatic emulsifying desulfurization cylinder[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(1): 262-270. doi: 10.12030/j.cjee.202003189
Citation: HOU Yining, HE Hongzhou, ZHANG Jun. Numerical simulation of gas-liquid two-phase flow in a pneumatic emulsifying desulfurization cylinder[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(1): 262-270. doi: 10.12030/j.cjee.202003189

气动乳化脱硫筒内气液两相流动的数值模拟

    作者简介: 侯懿宁(1993—),女,硕士研究生。研究方向:船舶脱硫装置。E-mail:hyn026@126.com
    通讯作者: 何宏舟(1967—),男,博士,教授。研究方向:清洁燃烧理论与技术。E-mail:hhe99@jmu.edu.cn
  • 基金项目:
    福建省自然科学基金资助项目(2019J01710)
  • 中图分类号: X701

Numerical simulation of gas-liquid two-phase flow in a pneumatic emulsifying desulfurization cylinder

    Corresponding author: HE Hongzhou, hhe99@jmu.edu.cn
  • 摘要: 为直观地了解和分析脱硫筒内部气液两相的混合与流动规律,采用CFD仿真软件对某公司大型湿法脱硫塔内气动乳化脱硫筒内气液流动进行数值模拟,分析了加装湍流器、改变湍流器角度以及喷雾锥角对脱硫筒内气液两相流动混合的影响;选用可实现的k-ε湍流模型和DPM模型,结合SIMPLE算法对气、液两相进行数值模拟。模拟结果显示,增设湍流器与提高喷雾锥角能够有效提高气液两相紊动混合度,提高脱硫反应的传质效率。流场分布、气液混合与能量损失等的模拟结果表明:当湍流器角度为30°~36°时,加装湍流器的效果最佳;当喷雾锥角为120°~180°时,系统内喷淋液分布比较均匀,与烟气的混合比较充分,有利于脱硫反应的进行。以上研究结果可为大型电厂脱硫塔中气动乳化脱硫筒设备的设计制造与运行管理提供参考。
  • 纳米银颗粒(silver nanoparticle,AgNPs)因其抗菌广谱、高效和不易产生耐药性等特点,广泛应用于医药、个人护理、家纺和家电等行业[1]。包含AgNPs的产品在其生产、加工、储存、使用和废弃等过程中,不可避免地直接或间接释放到环境中。据估算,约有60%的AgNPs通过污水管网进入市政污水处理厂[2],因此,污水处理系统是AgNPs重要的环境归趋。HOQUE等[3]的研究结果表明,污水中AgNPs的质量浓度一般在100~200 ng·L−1;ZHOU等[4]检测到活性污泥系统污泥中Ag质量分数可达到1.6 mg·kg−1。随着含有AgNPs材料的广泛应用,进入市政污水处理厂的AgNPs浓度会不断增加。活性污泥工艺是目前应用最广泛的污水生物处理技术,该工艺利用活性污泥(微生物聚集体)去除水中的各种污染物[5-6],包含AgNPs的污水可对活性污泥微生物活性产生抑制作用、降低出水水质、给水生生态系统带来负面影响[7-8]

    微生物群体感应(quorum sensing,QS)是指细菌自发产生、释放一些特定的信号分子,并能感知细菌群体中细胞密度变化进行种内或种间信息交流,从而调节微生物的群体行为[9]。作为高菌群密度的生态系统,活性污泥细菌的群体感应对环境变化非常敏感,可参与调控外来污染物胁迫下的自身应激代谢反应[10-11]。在污水处理系统中,细菌可分泌和释放酰基高丝氨酸内酯类(acyl-homeserine lactones,AHLs)信号分子,诱导生物膜形成并促进生物脱氮等过程[12-16]。HAN等[17]的研究表明,活性污泥系统中假单胞菌属细菌分泌AHLs并参与胞外聚合物分泌、种间竞争与脱氮等过程。污水中氮的去除是污水处理厂运行的首要目标之一[18-19]。外源投加信号分子[20-22]和群感菌[23-24]是目前利用微生物群体感应现象强化污水生物脱氮的主要方法。DE CLIPPELEIR等[20]发现,向活性污泥系统中添加适量外源AHLs信号分子可提高氨氧化速率和污泥中氨氧化菌的丰度。目前,关于AgNPs胁迫下活性污泥污水处理系统中微生物分泌AHLs信号分子的变化,以及这种变化与改进系统污染物去除效率间的关系研究鲜有报道。

    因此,研究AgNPs胁迫下活性污泥污水生物处理系统的脱氮性能、AHLs对AgNPs胁迫的响应及外源添加AHLs对活性污泥脱氮效率恢复的调控,对阐明活性污泥系统中AgNPs对微生物的胁迫效应,采取可行的调控污泥微生物活性的生物措施具有重要意义。

    以序批式反应器(sequencing batch reactors,SBRs)模拟活性污泥污水处理系统。SBRs有效容积为1.6 L,曝气系统包括空气泵和曝气头,空气流速为2.0 L·min−1。SBRs每日运行2个周期,每周期5 h,包括进水15 min、搅拌90 min、曝气90 min、静置90 min和排水15 min,非运行期的SBRs处于静置状态。SBRs启动第20 天,污泥浓度(mixed liquor suspended solids,MLSS) 和污泥容积指数(sludge volume index,SVI)分别达到(6 503±39) mg·L−1和(52.6±0.8) mL·g−1,活性污泥系统运行稳定。这时在进水中分别添加AgNPs和Ag+,开始实验。SBRs中活性污泥混合液在一个运行周期内的溶解氧(dissolved oxygen,DO)和pH分别为0.2~7.0 mg·L−1和7.5~8.4,每个运行周期内均有厌氧-好氧-缺氧交替的生境,有利于SBRs对有机物、氮、磷等污染物的去除[25]。预备实验结果表明,在1 mg·L−1 AgNPs胁迫下,AHLs在SBRs泥水混合液中的浓度常常低于文中所用UPLC-MS/MS的检测限。为了准确检测AgNPs胁迫下微生物分泌AHLs的变动,实验进水中分别添加了10 mg·L−1和20 mg·L−1的AgNPs。活性污泥系统分为5组,每组SBRs设置3个重复,5组SBRs分别为CK(进水中不添加AgNPs,也不添加Ag+),进水中分别添加10 mg·L−1和20 mg·L−1 AgNPs,进水中分别添加3 mg·L−1和6 mg·L−1 Ag+ (对应10 mg·L−1和20 mg·L−1 AgNPs溶解释放的Ag+浓度)。活性污泥系统运行周期内换水率为50%。

    实验用AgNPs溶液购自北京德科岛金科技有限公司,AgNPs颗粒表面包被聚乙烯吡咯烷酮(polyvinyl pyrrolidone,PVP),平均粒径为10~12 nm。AgNPs经超声仪(KQ-700DE,昆山市超声仪器公司)(100 W,40 kHz)超声5 min后,加入SBRs进水中。反应器进水中添加的Ag+以AgNO3配制(进水中的NO3-N进行相应扣减),AgNPs在纯水中溶解释放的Ag+浓度依照孙秀玥采用超滤法测得的结果[26]

    实验中,采用南京某市政污水处理厂浓缩池污泥作为接种污泥。实验所用污水为人工模拟中等强度的城市污水,统一用纯水配置,具体组成参见孙秀玥的研究论文[26]。配制污水所用试剂购于阿拉丁(上海)有限公司,均为分析纯。

    根据《水和废水监测分析方法》[27],水质指标NH+4-N、NO3-N、NO2-N和TN采用可见-紫外分光光度计(Shimadzu,UV-1800,Japan)测定。DO和pH分别使用便携式溶解氧仪(JPB-607A,上海雷磁仪器厂)和pH测定仪(PB-10,赛多利斯科学仪器(北京)有限公司)测定。泥水混合液MLSS和SVI采用水和废水标准监测方法测定[28]。化学需氧量(chemical oxygen demand,COD)采用HACH COD 快速测定仪(HACH,DR1010,USA)测定。

    将活性污泥混合液分为污水(水相)和污泥(泥相)2个部分,分别测定污水和污泥中的Ag浓度。取曝气结束前30 min的泥水混合物,利用低温高速离心机(Centrifuge 5810R,Eppendorf,Germany)在4 ℃和20 000 r·min−1条件下离心30 min,过0.45 μm 醋酸纤维滤膜(Whatman,USA),滤液即为污水。将剩余部分即污泥置于110 ℃烘箱中烘干至恒重,冷却至室温后研磨,过100目筛后备用[29]。在污泥中加入4 mL浓盐酸和1 mL浓硝酸,采用石墨炉消煮仪(SH220,上海海能仪器股份有限公司)消解。消煮残渣置于20 mL体积分数为50%的氨水中浸泡。污泥中的Ag浓度为消煮污泥中Ag浓度与消煮残渣的浸泡液Ag浓度之和。采用ICP-MS/MS (NexION 300,PerkinElmer,USA)测定污水和污泥中Ag浓度,加标回收率在96%以上。

    采用DNA提取试剂盒(MoBIO Laboratories,Inc,USA)提取活性污泥中细菌DNA,提取成功后涡旋混匀,用微量分光光度计(Thermo,NanoDrop 2000c,USA)测定DNA浓度(核酸纯度A260/A280>1.8),DNA样品保存于-20 ℃冰箱。

    活性污泥DNA样品由MiSeq平台进行Illumina高通量测序(上海凌恩生物科技有限公司)。PCR扩增通用引物为515F(GTGCCAGCMGCCGCGG)和907R(CCGTCAATTCMTTTRAGTTT)。使用QIIME(quantitative insights in microbial ecology)软件对所得序列进行生物信息学处理。利用UCLUST分类器对有效序列进行聚类,将相似性高于97%的序列归为一个分类单元(operational taxonomic units,OTU)。OTU采用贝叶斯算法(http://rdp.cme.msu.edu/)与Silva(SSU123)核糖体数据库进行对比进行聚类分析和物种分类学分析,利用R Studio进行分析并作图。

    将SBRs中的泥水混合物于4 ℃和20 000 r·min−1下离心30 min,收集50 mL上清液,过0.45 μm醋酸纤维滤膜,采用固相萃取(solid-phase extraction,SPE)对上清液AHLs进行提纯和富集[30]。具体步骤为:依次向Oasis HLB固相萃取柱(Waters,上海)加入5 mL甲醇和5 mL超纯水活化萃取柱;50 mL过膜(0.45 μm)后的上清液以<1 mL·min−1的流速过柱;采用5 mL体积分数为10%的甲醇水溶液淋洗萃取柱;氮气吹干;最后加入5 mL乙腈洗脱,收集洗脱液,氮气吹洗脱液至近干,加入1 mL乙腈重新溶解,洗脱液过0.22 μm有机滤膜后,密封遮光保存于−20 ℃冰箱,用于后续检测分析。

    采用UPLC-MS/MS超高效液相色谱串联质谱仪(Xevo TQ-Smicro,Waters,USA)定量检测活性污泥混合液水相中N-丁酰基-高丝氨酸内酯(N-butanoyl-L-homoserine lactone,C4-HSL)、N-己酰基-高丝氨酸内酯 (N- hexanoyl -L -homoserine lactone,C6-HSL)、N-辛酰基-高丝氨酸内酯 (N- octanoyl -L -homoserine lactone,C8-HSL)、N-癸酰基-高丝氨酸内酯(N- decanoyl -L -homoserine lactone,C10-HSL)、N-十二烷酰基-高丝氨酸内酯 (N- dodecanoyl -L -homoserine lactone,C12-HSL)和N-十四烷酰基-高丝氨酸内酯 (N- tetradecanoyl -L -homoserine lactone,C14-HSL) 6种信号分子。液相色谱柱BEH C18(2.1 mm×100 mm,1.7μm;Waters),运行时间为4 min,柱温为40 ℃,流动相A为含甲酸的超纯水(体积分数0.1%),B为含甲酸的乙腈(体积分数0.1%),采用梯度洗脱,流速为300 μL·min−1。质谱采用双通道多反应检测模式,离子源采用正离子模式,去溶剂气体为氮气,流量为992.0 L·h−1,锥孔气体为氩气,流量为1.0 L·h−1,离子源温度为149 ℃,去溶剂化温度为497 ℃,进样量为3 μL。活性污泥混合液中6种信号分子的加标回收率为51.22%~137.71%。

    在反应器运行第65 天,向5组反应器中分别一次性加入浓度均为10 nmol·L−1的C6-HSL、C8-HSL和C12-HSL混合溶液,并以1.1节中相同的运行方法继续运行SBRs。

    所有数据均采用3次重复的平均值±标准偏差来表示。数据统计和分析使用Excel 2016,采用Origin 9.2软件绘图。

    1) SBRs泥水混合液中水相和泥相中Ag浓度的比较分析。取CK及进水中分别添加10 mg·L−1和20 mg·L−1 AgNPs,3 mg·L−1和6 mg·L−1 Ag+的SBRs第1、5、10、20、30、40、50和60 天曝气阶段的泥水混合物,分别测定水相和泥相中Ag质量浓度,减去CK反应器泥水混合液中水相和泥相Ag质量浓度,结果如图1所示。SBRs运行初期,各反应器水相中Ag质量浓度分别为(636.59±1.59)、(1 120.54±66.78)、(8.13±0.60)和(11.81±1.75) μg·L−1(图1(a)),运行期间,各反应器水相中Ag质量浓度呈下降趋势。SBRs运行至第60 天,进水中分别添加10 mg·L−1 AgNPs,3 mg·L−1和6 mg·L−1 Ag+,反应器中水相平均Ag质量浓度均降至0.25 μg·L−1以下,进水中添加20 mg·L−1 AgNPs的反应器中水相平均Ag质量浓度降至17.40 μg·L−1

    图 1  SBRs中水相和泥相Ag质量浓度
    Figure 1.  Ag concentrations in supernatant and sludge of SBRs

    图1(b)可知,进水中分别添加10 mg·L−1和20 mg·L−1 AgNPs,3 mg·L−1和6 mg·L−1 Ag+的反应器污泥中Ag质量浓度运行期内较稳定,分别为8 418.88~9 806.72、16 966.49~20 118.67、2 829.25~3 002.99、5 747.96~6 140.47 μg·L−1,SBRs污泥中Ag质量浓度与理论Ag添加量相近。由此可推断,进入活性污泥系统的AgNPs和Ag+主要存在泥相中[26]

    2) AgNPs和Ag+对SBRs中氮去除效率的影响。SBRs连续运行60 d后,NH+4-N、NO3-N和TN去除率以及出水NO2-N质量浓度变化如图2所示。由图2(a)可知,进水中分别添加10 mg·L−1和20 mg·L−1 AgNPs的SBRs在运行期间,NH+4-N平均去除率与CK相比分别降低了5.51%~19.62%和8.23%~36.91%;而进水中分别添加3 mg·L−1和6 mg·L−1 Ag+的反应器与CK相比,NH+4-N平均去除率没有显著差异,均高于84.73%。这说明AgNPs对活性污泥硝化反应的抑制作用比其溶解释放出的Ag+作用更显著。其他研究者也有类似发现,如ZHANG等[18]发现,进水中分别添加1 mg·L−1和10 mg·L−1 AgNPs导致SBRs对NH+4-N的去除率由98.8%分别降低至71.2%和49.0%,AgNPs对NH+4-N去除有显著抑制作用。LIANG等[31]发现,1 mg·L−1 AgNPs和1 mg·L−1 Ag+使SBRs中活性污泥的比耗氧速率硝化作用(活性污泥混合液中添加NH+4-N为底物,分别测定1 mg·L−1 AgNPs和1 mg·L−1 Ag+胁迫下活性污泥的比好氧速率,以此来代表硝化作用)分别降低了41.4%和13.5%,在相同的Ag浓度下,AgNPs对硝化作用的胁迫效应高于Ag+

    图 2  AgNPs与Ag+对SBRs出水NH+4-N、NO3-N和TN去除率及NO2N质量浓度的影响
    Figure 2.  Effects of AgNPs and Ag+ on the removal rates of NH+4-N and NO3-N and TN and NO2-N concentrations in effluent

    图2(b)可知,与CK相比,进水中分别添加3 mg·L−1和6 mg·L−1 Ag+的SBRs对NO3-N平均去除率分别降低了2.03%~8.55%和9.17%~12.73%;而与CK相比,进水中分别添加10 mg·L−1和20 mg·L−1 AgNPs的反应器对NO3-N的去除率无显著差异。自第10 天后,5组SBRs的出水NO2-N平均质量浓度均低于0.49 mg·L−1,结果见图2(c)。由图2(d)可知,与CK相比,运行至第10 天后,进水中分别添加10 mg·L−1和20 mg·L−1 AgNPs,3 mg·L−1和6 mg·L−1 Ag+的SBRs中,TN平均去除率分别下降了0.93%~9.22%、3.34%~8.36%、1.87%~6.05% 和1.95%~9.14%。在60 d的运行期间内,进水中添加20 mg·L−1 AgNPs的反应器对TN去除率显著低于CK。SBRs运行至第60 天时,CK与进水中分别添加10 mg·L−1和20 mg·L−1 AgNPs,3 mg·L−1和6 mg·L−1 Ag+的活性污泥系统对COD的平均去除率分别为93.93%、71.84%、47.25%、93.49%和92.07%。从实验结果来看,进水中添加AgNPs对活性污泥微生物硝化作用的抑制影响更明显,导致NH+4-N去除率下降,因而转化成NO3-N的比例降低;Ag+对活性污泥微生物反硝化作用的抑制效应较明显,但很有可能因为AgNPs抑制NH+4-N转化为NO3-N,使得微生物反硝化作用的底物减少,从而导致表观上外源添加AgNPs对NO3-N去除率的抑制影响低于Ag+;AgNPs对活性污泥微生物去除有机碳的抑制效应明显高于其溶解释放的Ag+

    为了研究AgNPs及其释放出的Ag+对SBRs脱氮效率影响的原因,采用16S rDNA高通量测序法分析了活性污泥微生物群落结构。图3为反应器运行至第60 天时,相对丰度>0.010%的典型硝化和反硝化细菌属水平热图。CK与进水中添加20 mg·L−1 AgNPs的SBRs中亚硝酸菌属Nitrosomonas[32]的平均相对丰度分别为0.160%和0.070%;进水中分别添加10 mg·L−1和20 mg·L−1 AgNPs的SBRs中具有硝化功能的Novosphingobium[33]的平均相对丰度从CK反应器的0.034%下降到0.005%和0.002%,AgNPs对活性污泥硝化菌的胁迫作用与浓度有关;进水中分别添加3 mg·L−1和6 mg·L−1 Ag+的反应器与CK相比,反硝化菌DechloromonasCaldilineaceae[34]的平均相对丰度分别由6.100%和0.270%下降到4.700%和4.700%,0.180%和0.110%。动胶菌属zoogloea可以硝酸盐作为电子受体进行反硝化反应[35],进水中分别添加3 mg·L−1和6 mg·L−1 Ag+的反应器中zoogloea平均相对丰度从CK反应器的0.220%下降到0.090%和0.090%。AgNPs及其释放出的Ag+可以通过影响硝化菌和反硝化菌的相对丰度,从而影响活性污泥系统的脱氮效率。

    图 3  SBRs运行第60天活性污泥中部分硝化和反硝化细菌属水平上分布热图
    Figure 3.  Richness heat map of bacteria genera associated with nitrification and denitrification in the activated sludge fed with different concentrations of AgNPs and Ag+ on the 60th day

    采用UPLC-MS/MS分别检测运行至第60天时的CK与进水中添加10 mg·L−1 AgNPs反应器中活性污泥微生物分泌的6种AHLs信号分子的浓度,结果如图4所示。CK中C4-HSL、C6-HSL、C8-HSL、C10-HSL、C12-HSL和C14-HSL的浓度分别为(2.00±0.08)、(0.27±0.06)、(0.41±0.06)、(0.81±0.02)、(2.02±0.06)和(1.45±0.21) nmol·L−1。WANG等[36]检测离心后生物膜中C4-HSL和C12-HSL的最高浓度为0.6 nmol·g−1;SUN等[37]检测到活性污泥中含量最高的AHLs信号分子为C8-HSL,浓度达1.3 nmol·L−1。进水中添加10 mg·L−1 AgNPs反应器中只检测到C4-HSL、C6-HSL和C10-HSL 3种信号分子,其平均浓度分别为CK反应器中的1.7、0.8和1.1倍。因而,10 mg·L−1 AgNPs添加于SBRs进水中可导致活性污泥微生物分泌AHLs信号分子的数量发生变化,C4-HSL平均浓度显著增高,也可导致AHLs信号分子种类减少,其中C8-HSL、C12-HSL和C14-HSL均未检出。

    图 4  进水中添加10 mg·L−1 AgNPs反应器活性污泥中AHLs浓度
    Figure 4.  AHLs concentrations in activated sludge of SBRs fed with 10 mg·L−1 AgNPs

    反应器运行至第65天时,外源加入混合AHLs。与加入前(第60 天)相比,CK与进水中分别添加10 mg·L−1和20 mg·L−1 AgNPs,3 mg·L−1和6 mg·L−1 Ag+的反应器对NH+4-N平均去除率分别降低了24.52%、28.04%、5.01%、20.73%和16.76%;对NO3-N平均去除率分别增加了13.33%、11.41%、5.82%、18.25%和8.06%;各反应器出水NO2-N浓度均有所降低,降低幅度最大的SBRs(进水分别添加3 mg·L−1和6 mg·L−1 Ag+)中出水NO2-N平均质量浓度降低了0.21 mg·L−1。外源加入AHLs后,进水分别添加10 mg·L−1和20 mg·L−1 AgNPs的反应器中的TN平均去除率升高,运行至第70 天时,TN平均去除率达到最大值,分别为93.01%和89.82%(图5)。综合上述结果可知,外源加入混合AHLs可在5~10 d内导致AgNPs和Ag+胁迫下反应器对NH+4-N平均去除率降低,对NO3-N的平均去除率升高,且可显著提高AgNPs胁迫下反应器对TN的平均去除率。朱颖楠等[38]指出,C6-HSL可调控生物膜修复和强化脱氮。张向晖等[39]发现,外源添加0.5 g·L−1的C6-HSL和C8-HSL会抑制厌氧氨氧化菌群生长,但能提高活性污泥的脱氮性能。外源加入混合AHLs的种类、数量对其调控污水处理反应器中微生物的脱氮性能都有影响。

    图 5  添加AHLs对AgNPs与Ag+胁迫下SBRs出水NH+4-N、NO3-N和TN去除率及NO2-N质量浓度的影响
    Figure 5.  Effects of AgNPs and Ag+ on the removal rates of NH+4-N and NO3-N and TN and NO2-N concentrations in effluent

    1)进入活性污泥系统中的AgNPs及其释放的Ag+主要存在污泥中,可影响活性污泥中硝化细菌和反硝化细菌相对丰度,抑制活性污泥微生物硝化和反硝化作用,从而降低活性污泥对TN的去除效率。

    2) AgNPs胁迫影响活性污泥微生物分泌AHLs信号分子的数量和种类。10 mg·L−1 AgNPs胁迫下反应器中C4-HSL平均浓度与CK相比显著提升1.7倍,而C8-HSL、C12-HSL和C14-HSL 3种信号分子浓度则低于检测限。

    3) 10 mg·L−1 AgNPs胁迫下的活性污泥反应器在外源加入混合AHLs 5 d后TN平均去除率由69.41%提高至93.04%,但AHLs的调节作用受种类、数量等因素影响,需要进一步开展研究。

  • 图 1  脱硫筒结构与网格示意图

    Figure 1.  Structure and mesh diagram of desulfurization cylinder

    图 2  气液两相流情况下气相流线图

    Figure 2.  Gas streamline diagram of gas-liquid two-phase flow

    图 3  气液两相流情况下液相粒子轨迹图

    Figure 3.  Liquid particle track diagram of gas-liquid two-phase flow

    图 4  不同旋流角度下脱硫筒的速度云图

    Figure 4.  Velocity contours of desulfurization cylinder with different swirl angle

    图 5  不同旋流角度下脱硫筒的压降

    Figure 5.  Pressure drop of desulfurization cylinder with different swirl angle

    图 6  不同旋流角度下脱硫筒浆液质量浓度分布云图

    Figure 6.  Liquid particle mass concentration of desulfurization cylinder with different swirl angle

    图 7  不同旋流角度下第1层喷淋器下方平均湍动能

    Figure 7.  Average turbulent kinetic energy under the first layer spray of turbulator with different swirl angle

    图 8  不同喷雾锥角下液相粒子轨迹图

    Figure 8.  Liquid particle track diagram of different spray cone angle

    图 9  不同喷雾锥角下脱硫筒的速度云图

    Figure 9.  Velocity contours of desulfurization cylinder with different spray cone angle

    图 10  不同喷雾锥角对流场的影响

    Figure 10.  Effect of different spray cone angle on flow field

    表 1  脱硫筒实测值与不同旋流角度下仿真结果的对比

    Table 1.  Comparison of actual observation and simulation results of different swirl angles in desulfurization cylinder

    湍流器角度/(°)出口流速出口温度
    实测值/(m·s−1)模拟值/(m·s−1)误差/%实测值/K模拟值/K误差/%
    32~3615378.15
    3214.364.27385.501.94
    3414.562.93380.170.53
    3614.821.20386.072.09
    平均值14.582.8383.911.52
    湍流器角度/(°)出口流速出口温度
    实测值/(m·s−1)模拟值/(m·s−1)误差/%实测值/K模拟值/K误差/%
    32~3615378.15
    3214.364.27385.501.94
    3414.562.93380.170.53
    3614.821.20386.072.09
    平均值14.582.8383.911.52
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出版历程
  • 收稿日期:  2020-03-30
  • 录用日期:  2020-05-16
  • 刊出日期:  2021-01-10
侯懿宁, 何宏舟, 张军. 气动乳化脱硫筒内气液两相流动的数值模拟[J]. 环境工程学报, 2021, 15(1): 262-270. doi: 10.12030/j.cjee.202003189
引用本文: 侯懿宁, 何宏舟, 张军. 气动乳化脱硫筒内气液两相流动的数值模拟[J]. 环境工程学报, 2021, 15(1): 262-270. doi: 10.12030/j.cjee.202003189
HOU Yining, HE Hongzhou, ZHANG Jun. Numerical simulation of gas-liquid two-phase flow in a pneumatic emulsifying desulfurization cylinder[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(1): 262-270. doi: 10.12030/j.cjee.202003189
Citation: HOU Yining, HE Hongzhou, ZHANG Jun. Numerical simulation of gas-liquid two-phase flow in a pneumatic emulsifying desulfurization cylinder[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(1): 262-270. doi: 10.12030/j.cjee.202003189

气动乳化脱硫筒内气液两相流动的数值模拟

    通讯作者: 何宏舟(1967—),男,博士,教授。研究方向:清洁燃烧理论与技术。E-mail:hhe99@jmu.edu.cn
    作者简介: 侯懿宁(1993—),女,硕士研究生。研究方向:船舶脱硫装置。E-mail:hyn026@126.com
  • 1. 集美大学,福建省能源清洁利用与开发重点实验室,厦门 361021
  • 2. 集美大学,福建省清洁燃烧与能源高效利用工程技术研究中心,厦门 361021
基金项目:
福建省自然科学基金资助项目(2019J01710)

摘要: 为直观地了解和分析脱硫筒内部气液两相的混合与流动规律,采用CFD仿真软件对某公司大型湿法脱硫塔内气动乳化脱硫筒内气液流动进行数值模拟,分析了加装湍流器、改变湍流器角度以及喷雾锥角对脱硫筒内气液两相流动混合的影响;选用可实现的k-ε湍流模型和DPM模型,结合SIMPLE算法对气、液两相进行数值模拟。模拟结果显示,增设湍流器与提高喷雾锥角能够有效提高气液两相紊动混合度,提高脱硫反应的传质效率。流场分布、气液混合与能量损失等的模拟结果表明:当湍流器角度为30°~36°时,加装湍流器的效果最佳;当喷雾锥角为120°~180°时,系统内喷淋液分布比较均匀,与烟气的混合比较充分,有利于脱硫反应的进行。以上研究结果可为大型电厂脱硫塔中气动乳化脱硫筒设备的设计制造与运行管理提供参考。

English Abstract

  • 2018年,我国能源消费总量为4.64×109 t标准煤,其中煤炭消费总量达到3.9×109 t,我国的能源结构决定了在未来相当长的时间内煤炭仍会占整体能源消耗的50%以上[1]。火电厂主要以燃烧煤炭维持日常运营,是区域性大气污染的主要源头,如何经济、有效地治理工业尾气污染已成为近年来的研究热点。

    我国火电厂常用的脱硫技术包括石灰石-石膏湿法烟气脱硫、烟气循环流化床脱硫、氨法脱硫等[2]。其中,还出现了能够有效提高烟气中SO2吸收效率的pH分区脱硫、气动乳化脱硫等新颖的烟气湿法脱硫技术。气动乳化脱硫技术是一种基于多相紊流掺混的强化传质机理,使经预处理后的烟气进入脱硫筒后,在湍流器的作用下形成旋转气流,与筒内旋流雾化喷嘴喷出的溶液逆向相碰,使烟气与喷淋液在反应区域内高速旋切,形成湍流空间,实现气、液充分接触,迅速完成传质过程,从而达到气体净化目的的新型高效脱硫技术[3-5]。气动乳化脱硫技术因其脱硫除尘效率高、适应范围广、压力损失小、投资费用少等特点而从众多脱硫工艺中脱颖而出[6]

    近年来,气动乳化技术广泛应用于工程改造实践。周小平等[4]研究钠碱法脱硫工艺与石灰石-石膏气动乳化脱硫技术的系统运行效果,得出使用气动乳化脱硫系统每天的运行费用为4.9×103元,仅为钠碱法的1/10。吴少娟等[7]发现,在相同处理风量的条件下,气动乳化塔的脱硝效率是普通喷淋吸收塔的1.4倍,气液比降低了55%。由于工业湿法脱硫塔内部流场较为复杂,气液两相流的混合状态直接影响传热传质及化学反应的进行[8-9]。因此,传统的实验方法很难得到脱硫塔内流场的具体分布,而使用CFD仿真软件可以更直观、清晰地分析脱硫筒内部气液两相的混合与流动规律[10]。戚美等[11]对某装有湍流器的脱硫塔内流场进行了数值模拟,认为不同湍流器孔隙率与湍流单元直径对流场有较大影响。刘仲然等[12]对湿法喷淋塔内旋流板的布置进行了仿真研究,发现安装旋流板对改善脱硫塔内均气效果明显,能够有效延长浆液停留时间。

    目前,针对应用于湿法烟气脱硫塔的气动乳化脱硫技术的研究还是以实验研究为主,或是针对增加湍流器结构的大型脱硫塔进行宏观仿真计算,而针对该技术核心部件气动乳化脱硫筒内部的气液两相混合规律及流场分布情况还缺少相关研究。本研究以某公司大型湿法脱硫塔内气动乳化脱硫筒的工程实际应用参数与运行工况为基础,采用R-k-ε湍流模型和DPM模型,结合SIMPLE算法对气、液两相进行数值模拟,研究了加装湍流器、改变湍流器角度以及喷雾锥角对脱硫筒内气液两相流动混合的影响,以期为大型电厂脱硫塔中气动乳化脱硫筒设备的设计制造与运行管理提供参考。

  • 脱硫筒结构与网格划分见图1。本研究以某企业实际运行的大型湿法脱硫塔内单个气动乳化脱硫筒为模拟对象,湿法脱硫塔结构如图1(a)所示,脱硫筒的入口筒径为0.85 m,出口筒径为0.8 m,筒高为3.15 m。该脱硫筒包括烟气入口、两级湍流器、两层喷淋器以及烟气出口等,气动乳化脱硫筒结构如图1(b)所示。使用ANSYS ICEM软件对模型进行网格划分,采用非结构化四面体网格与网格自适应技术相结合的方式,针对湍流器区域以及喷淋区下方0~0.3 m处进行网格细节加密,加密后的计算区域能够更逼真地模拟气液两相流在计算域内的混合情况。网格总数为8×105个左右,模型的网格划分如图1(c)所示。

  • 本研究以实际运行的大型湿法脱硫塔内单个脱硫筒为对象,对气动乳化脱硫筒内的流场进行仿真研究。针对仿真过程,对模型做了以下简化假设。

    1)烟气进入脱硫筒入口截面时,截面上不同位置的气流速度相同且分布均匀,同时忽略烟气中固体颗粒物存在的影响。

    2)喷淋浆液滴为球形,不考虑液滴的蒸发、碰撞、破碎和聚并。

    3)筒壁绝热、无滑移、无质量渗透。

    4)忽略喷嘴及筒内小阻件对流场的影响。

    5)忽略喷淋液对废(烟)气中SO2的吸收。

    本研究以脱硫筒的实际运行情况为基础进行数值仿真,模拟的相关参数如下:脱硫筒内设置2级湍流器,第1、2级湍流器的内径分别为0.85 m和0.8 m;正常运行工况下的入口烟气流量为23 400 m3·h−1,烟气入口速度为11.5 m·s−1,入口温度为398.15 K;筒内设置2级喷淋层,每级喷淋层设有1个螺旋喷嘴,浆液喷射半角为90°,浆液出口温度为353.15 K;第1层浆液出口流量为32.54 m3·h−1,出口速度为1.77 m·s−1;第2层浆液出口流量为16.27 m3·h−1,出口速度为1.23 m·s−1;浆液平均粒径为2.5 mm。

  • 在进行数学建模时,流体的流动过程遵循质量守恒、动量守恒以及能量守恒方程;热力学过程遵循热力学第二定律、状态方程和本构方程[13];采用三维稳态SIMPLE算法对模型进行计算;考虑到脱硫筒内的喷淋浆液是以小液滴的形式离散分布在烟气当中,模型将烟气流动和液滴流动分别拟化为连续相和离散相,选用可实现的k-ε湍流模型描述气相流动,DPM模型描述液相流动,结合液滴随机生成模型,考虑湍流脉动对液体颗粒相的作用以及气液两相间的耦合[14-16];考虑液滴的粒径分布对气液两相流动及传热传质的影响,采用Rosin-Rammler模型描述液滴的粒径分布[17]

  • 采用工业实际运行的脱硫筒出口工况参数(烟气出口流速与出口温度)与仿真结果作比较,验证该模型仿真计算结果的可靠性,结果见表1

    表1可知,仿真计算得到的脱硫筒出口流速和出口温度与实测值之间的误差平均值分别为2.8%与1.52%,二者均小于工程误差所允许的20%之内。据已有的研究结果[14,16]可知,在计算基准条件下,若脱硫筒烟气出口速度、出口温度或压降的计算值与实测值相吻合时,则可认为模拟计算所得到的烟气流场分布比较可靠,能较真实地反映实际流场流动。因此,本研究所构建模型的仿真结果能够满足工程实际的要求。

  • 图2比较了增加湍流器前后纵向中心截面的气相流线图。增加湍流器前,烟气在脱硫筒内的气相流线并没有受到明显的扰动,烟气高速区域发生在第2层喷淋器与壁面相交的区域,这是由于喷淋管对烟气的遮挡作用而产生了烟气绕流现象;增加湍流器后,可以明显观察到气相流线在筒内的扰动有了明显的增强,喷淋器下方的烟气在湍流器组件的遮挡、导流作用下产生了局部涡旋现象,气相流线在流场中的行程增长,增加了烟气与浆液的接触机会;低速区域的扰动明显提升,增加了烟气与浆液的接触时间与接触面积,提高了传质效率,有利于烟气与浆液更充分的混合。

    同样的结论可以通过对比图3得到。由稳定情况下液相粒子的轨迹图可以发现,不同粒径的浆液都在上升旋转气流的作用下改变了粒子轨迹。其中,以小于平均粒径2.5 mm颗粒的轨迹变化最为明显,当烟气经过一定角度旋流叶片的导流和加速作用后,以一定速度喷射入流场的浆液颗粒除了受到上升的气动力与自身重力的作用外,还受到湍流器对颗粒切向离心力的作用和影响。颗粒受到切向分力的作用后随着旋流烟气由下至上做旋转运动,粒径越小的颗粒越容易受到切向分力的影响,因此可以有效地增加烟气与浆液的接触概率与接触时间。而未添加湍流器的脱硫筒中,粒径较大的浆液颗粒在重力作用下很快离开了脱硫反应区域,浆液颗粒与烟气反应的时间不够充足,进而影响到脱硫筒的脱硫效率。

  • 不同旋流角度下流场的速度云图以及压降损失分别见图4图5。由图4可知:不论湍流器入口喷射角度如何变化,脱硫筒内烟气速度场分布的整体趋势基本相似,即速度沿径向呈“中间低、两侧高”分布;且浆液旋流入射角度越大,作用于烟气的切向加速度就越大,离心力越强,于是对烟气的扰动程度越剧烈,越有利于烟气与浆液的混合。但随着旋流角度的不断增大,近壁面烟气的高速区域也会逐渐变厚,反而导致靠近筒壁的烟气与浆液的反应时间变短。

    进一步分析图5还可发现:系统压降与旋流角度呈正相关关系,系统压降在旋流角度为0°~32°的增长速率较为平缓;当旋流角度超过32°时,曲线斜率陡然增加。这是因为,随着旋流角度的增加,作用于烟气的切向分速度不断提升,涡旋强度不断提高,系统需要克服的气液剪切力也不断增加。若以未添加湍流器的压降损失为基准,入口旋流角为36°的湍流器,其压降增加了38.3%;入口旋流角为50°的湍流器,其压降增加了124.6%,增长率达到了前者的3倍。可见,适当提高旋流角度有助于烟气与喷淋浆液在反应区域内的充分混合,但过高的旋流角度却会导致压降损失大幅增加,进而增加系统运行的能耗和成本。

    为进一步研究湍流器角度对流场的影响,截取1、2层喷淋器下方0.25 m及0.5 m横截面处的液相粒子质量浓度云图,分析浆液在脱硫筒内的分布情况。

    图6是不同旋流角度下浆液质量浓度分布云图。可以看出:不论湍流器入口喷射角度如何变化,脱硫筒内喷淋液质量浓度分布沿径向均呈“中间高、四周低”的趋势,这与速度云图的分布规律正好相反。喷淋浆液主要集中在脱硫筒内烟气流动的低速区域,有利于延长其与烟气的接触时间,使脱硫反应能够充分进行。

    另外,对比图6(a)~图6(d)可知,随着旋流角度的增加,液相粒子在脱硫筒内的分布变得更加均匀。这是因为,随着旋流角度的增加,上升烟气切向分速度也增加,气体穿透喷雾区域的能力变强,气液两相的接触面积增大;同时,对比不同旋流角度条件下第1层喷淋器下方0.5 m处的仿真结果(图6(b)图6(c))可知,随着旋流角度的增大,脱硫筒中心区域液相浓度分布更加均匀,上升气流对喷淋液的旋切程度更强,表明提高旋流角度能够有效提高气液两相的混合程度,也可以改善因喷淋浆液射程过深而伴随出现脱硫筒中心区域喷淋浆液浓度高和烟气少,进而导致喷淋液利用效率降低的问题。此外,对比图6(c)图6(d)还可发现,随着旋流角度的进一步提高,液相颗粒在脱硫筒内的分布情况并没有明显的变化,表明当湍流器的旋流角度大于36°后,进一步提高旋流角度对脱硫筒内液相粒子分布的影响不大。

    湍动能是衡量气液两相流掺混程度的重要参数。图7反映了第1层喷淋器下方0.1~0.6 m横截面处平均湍动能的走势。由图7可知:不同旋流角度下第1层喷淋器下方的湍动能变化趋势大致相似,呈先下降后上升的趋势。当喷淋浆液以射流的形式从喷嘴射入烟气时,其携带的动能可有效掺混射流周围的烟气,所以越靠近喷嘴位置的气液两相流,其掺混程度越大;当喷淋浆液离开喷嘴一定距离后,其轴向速度沿流向逐渐减少,此时气液两相流的掺混程度也随之降低;当喷淋浆液抵达湍流器附近区域时,由于湍流器对烟气的加速导流作用,使经过湍流器的烟气在切向加速度的作用下形成自下而上的螺旋气流,增强了烟气穿透液相粒子的能力,使气液两相流掺混程度提高,湍动能随之增大。

    对于未添加湍流器的脱硫筒,筒内湍动能的变化只经历了单一下降的过程。当喷淋液以一定角度射入反应区域内时,由于没有受到湍流器的影响,一部分液相粒子沿入射角度直射至脱硫筒壁面,被捕捉后形成液膜,在重力作用下沿筒壁下落被收集至废液池,使参与反应的液相粒子的数量减少,造成脱硫浆液的浪费。由图7还可知,当喷淋浆液垂直喷射距离超过0.3 m之后,平均湍动能的下降幅度趋于平缓。这是由于随着脱硫浆液喷射距离的增加,射流扩散角对粒子的影响不断削弱,喷淋液只在气动力与重力的作用下与烟气逆向接触,直至脱离反应区域。

    添加了湍流器后,脱硫筒内气液两相流动的湍动能呈倍数增加,且随着旋流角度的增加,气液两相的掺混程度增强,从而有利于烟气脱硫反应的进行;但过高的湍动能却也从另一个侧面说明气体的切向加速度增加过快,液相粒子在脱硫筒内的停留时间缩短,进而导致液相粒子在脱硫筒内的分布不够均匀。进一步观察图7还可以发现:在36°与40°旋流角下,烟气的湍动能几乎是一致的,说明2个角度下脱硫筒的气液紊动程度相似;但旋流角较小时,系统压降损失小,运行能耗较低。

  • 对湍流器角度为36°时脱硫筒内部流场及气液混合情况做了进一步研究。选取工程实际常用的浆液喷射半角30°、45°、60°、75°与90°,研究喷雾锥角在60°~180°内变化时,脱硫筒内部流场的具体变化情况。

    图8比较了不同喷雾锥角条件下液相粒子的轨迹图。观察喷淋器下方液相粒子的运动轨迹,可以发现:当喷雾锥角小于90°时,下层喷淋区的液相粒子主要集中在脱硫筒的中心区域,与烟气经湍流器加速后呈“中心低、两侧高”的分布规律相悖,所以当气液逆向接触时,烟气对喷雾锥的形态的改变不大,其携带液相粒子的能力被削弱,气液两相间的接触面积减小,接触时间变短;随着喷雾锥角的增加,液相粒子在脱硫筒内的分布均匀性提高,烟气与脱硫浆液的碰撞概率上升,部分液相粒子随烟气自下而上做旋转运动,有效行程延长,有助于传热传质的进行。当喷雾锥角小于90°时,喷淋液在上层喷淋区出现明显的分布不均匀现象,大部分液相粒子集中在筒身左侧,造成局部“烟气多、浆液少”或“浆液多、烟气少”的现象,导致上层喷淋区域气液比远离最佳工况,无法达到设计要求的脱硫效率。当喷雾锥角的取值为120 °~180 °时,脱硫筒上、下喷淋区域的喷淋液分布比较均匀、充满度好,与烟气的混合比较充分,有利于脱硫反应的进行。

    图9图10分别呈现了不同喷雾锥角下脱硫筒速度场、总压降与出口平均温度的变化趋势。由图9可知:随着喷雾锥角的增加,喷淋器下方的低速区域的面积更大,说明喷淋液的均匀分布能够有效降低中心区域烟气的流动速度,延长中心区域烟气在反应区域内的停留时间。由图10(a)可知,当喷雾锥角为90°时,系统压降最小,压降为409 Pa;当喷雾锥角为150°时,系统压降最大,压降为417 Pa,可见不同喷雾锥角条件下系统压降的相对差值小于2%,因此,喷雾锥角对系统能耗的影响可以忽略不计。观察图10(b)发现,当喷雾锥角为60°~180°时,气液混合物出口温度在6 ℃左右波动,说明喷雾锥角对温度的影响可以忽略。综合考察喷雾锥角变化对气液分布均匀性、系统压降、混合物出口温度的影响,得到该结构条件下喷雾锥角的最佳取值为120° ~180°。

  • 1)增设湍流器后,气液两相紊动混合程度得到提升,喷淋器下方的低速区域出现了明显的扰动,有效地延长了烟气在流场中的行程,增加了气液两相的接触时间与接触面积,从而有利于烟气与浆液更充分的混合,提高脱硫反应的传质效率。

    2)仿真分析某工程实际应用案例在不同旋流角度下脱硫筒内部的速度云图、液相浓度质量分布图、以及压力和湍动能变化趋势图发现,旋流角度的增大有利于对烟气的扰动,有利于烟气与浆液的混合与碰撞,但同时也带来系统压降损失增大、运行能耗增加等问题。当湍流器旋流角为30°~36°时,脱硫筒内气液两相流动的混合效果好,同时更有利于系统运行的经济性,这一结论与工程应用实际情况相符。

    3)喷雾锥角变化主要影响气液分布的均匀性,对系统能耗以及混合物出口温度的影响可以忽略不计。当喷淋锥角小于90°时,流场内气液分布不匹配,不利于二者的均匀混合;综合考察喷雾锥角变化对气液分布均匀性、系统压降、混合物出口温度的影响,得到喷雾锥角的最佳取值为120°~180°。

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