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含氯挥发性有机物 (Cl-VOCs) 是我国京津冀、长三角和珠三角地区土壤最常检测到的挥发性有机污染物 (VOCs) 之一[1-3]。Cl-VOCs挥发性强，具有环境持久性和抗生物降解性等特点，人体长期接触含氯有机物，可使机体抵抗力下降，引起神经衰弱综合征等疾病[4-6]。
Cl-VOCs污染土壤目前常用修复方法有生物降解[7]、土壤淋洗[8]、化学催化氧化[9]以及热脱附[10]。近年来，热脱附技术由于处理周期短、安全性高、二次污染小等优点[11]被广泛应用于有机污染场地的处置。热脱附是一个加热分离的过程，加热温度[12]和脱附时间[13]是影响热脱附效率的关键因素。Cl-VOCs在热脱附过程中进行脱氯和降解[14]。有研究发现在热脱附过程中添加碱性物质能促进Cl-VOCs的降解和脱氯。KAWAHARA等[15]利用加热和碱基促进有机氯组分的活化，发现碱基能促进氯原子的脱除；刘洁等[16]发现，NaOH的加入会促进污染土壤中多氯联苯的脱附和降解；黄海等[17]研究发现，碱性物质投加能有效提高硫丹的脱氯效率。这些研究均表明，碱性物质具有强化热脱附修复Cl-VOCs的潜力，但对添加碱性物质协同热脱附修复三氯苯污染土壤的工程案例鲜有报道。加热能有效去除污染土壤中的有机污染物质，但加热对土壤理化性质的改变也存在不容忽视的影响[18]。目前，国内对热脱附前后土壤理化性质变化的研究较少，土壤有机碳、有效磷、阳离子交换量和电导率是土壤性质中比较典型的指标，可以通过研究以上指标来综合评估土壤性质的变化。
以1,2,4-三氯苯(TCB)污染土壤为研究对象，选取廉价易得的NaOH、Ca(OH)2 、NaHCO3和CaCO3为添加剂进行强化热脱附实验。探究脱附时间、加热温度以及碱基添加剂对污染土壤中TCB去除效率的影响，并选取有机碳含量、有效磷浓度、土壤阳离子交换量和电导率作为热脱附前后土壤的理化性质指标进行分析验证中低温(150~350 ℃)热脱附对土壤理化性质的影响，以为TCB污染土壤热脱附的实际应用提供参考。
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利用自行组装的热脱附系统进行实验，构造如图1所示。该系统包括气氛控制单元、热解单元、尾气吸收单元。气氛控制单元由高纯氮气 (99.999%) 进行供气，玻璃转子流量计控制流速，主要作用为保证反应区的气氛及携带挥发目标污染物至尾气吸收系统；热解单元为程序升温管式炉 (GL系列，上海司阳精密设备有限公司) ；尾气吸收系统由3个洗气瓶组成 (分别为空瓶防倒吸、2瓶正己烷溶剂) ；样品检测采用气相色谱仪 (Agilent 7890A型，美国安捷伦科技公司) 、质谱仪 (Agilent 5973N型，美国安捷伦科技公司) ；
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供试土壤。土壤采自苏州吴江区某无污染地块黏土层土壤，将土壤样品 (约2.0 kg) 均匀铺在干净的托盘上，去除碎石等杂物后放置于通风阴凉处自然风干，研磨过筛后备用，供试土壤基本理化性质见表1。
模拟污染土壤配制。按照实验设计污染物浓度量取一定量TCB标液溶解至正己烷中，然后将溶有TCB的正己烷溶液与2 kg干净土壤混匀后待正己烷挥发完全，装至棕色大容量土壤采样瓶中避光养护15 d后分点采集土样测定其质量分数，若所有点位TCB质量分数相相差不大且与理论上所配制的目标质量分数相差较小便可得到符合试验设计的模拟TCB污染土壤。
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实验开始前，将管式炉升温至指定温度，石英管中通入稳定的氮气 (流速为150 mL·min−1) ，通过洗气瓶气泡间隔检查验证整个热脱附系统是否有漏气等问题。称取20 g污染土壤于坩埚中，待管式炉升温至目标温度后将坩埚推入管式炉加热区域。为研究热脱附修复过程中加热温度、脱附时间、添加剂含量对污染土壤中 TCB去除效果的影响，进行2组实验：基础系统参数对热脱附效率的影响 (温度与时间) 实验，设置加热温度为150、200、250、300、350 ℃，加热时间为15、30、45、60、90 min；碱基强化热脱附实验 (强碱与弱碱) ，分别称取质量分数为0.1%、0.5%、1.0%和5.0%的NaOH、Ca(OH)2 、NaHCO3和CaCO3，以混合法与TCB污染土壤样品混合均匀后进行热脱附。加热结束后打开管式炉取出试样待冷却至室温后，准确称取样品至40 mL采样瓶中待测，每个检测指标设置3个平行样。
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热脱附过程中，有机污染物的脱除主要为物理挥发且热脱附前后土壤样品质量无明显改变，为准确描述污染土壤热脱附过程中有机物的去除效果，引入TCB去除效率 (removal efficiency, RE) 的定义，计算方法如式 (1) 所示。
式中：
C0 为热脱附前土壤中污染物的质量分数，g·kg−1；C1 为热脱附后土壤中残留污染物的质量分数，g·kg−1。 -
土壤中的有机污染物测定按照《HJ 642-2013 土壤和沉积物挥发性有机物的测定 顶空/气相色谱-质谱法》[19]；有机碳检测按照《土壤 有机碳的测定 重铬酸钾氧化-分光光度法HJ 615-2011》[20]；有效磷检测按照《土壤有效磷的测定NY/T1121.7-2014》[21]；阳离子交换量按照《土壤 阳离子交换量的测定 三氯化六氨合钴浸提-分光光度法HJ 889-2017》[22]；电导率按照《土壤电导率的测定电极法HJ802-2016》[23]；实验产生的尾气通过正己烷吸收，按照《水质 氯苯类化合物的测定 气相色谱法HJ 621-2011》[24]进行气相组分测定。
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不同加热温度、时间下污染土壤中TCB去除率的动态变化曲线如图2所示。从图2可以看出热脱附能够有效脱除污染土壤中的TCB，随着温度的升高，污染土壤中TCB的质量分数逐渐降低，去除率不断增大。模拟土壤中TCB的初始测定值为3.25 g·kg-1，当加热温度仅为150 ℃时，污染土壤中TCB已有明显脱附效果。在低温条件下，有机污染物的去除以物理蒸发（挥发），较高温条件下分子结构破坏，进行化学降解[25]。当温度升高至200 ℃时，加热温度接近TCB的沸点(211.4 ℃)，此时可能伴随TCB的降解脱氯，脱附时间为15 min时，去除率为37.7%，脱附时间90 min时，去除率达到71.7%；当脱附时间为45 min时，加热温度分别为150、200、250、300和350 ℃，TCB的去除率分别为44.5%、58.6%、79.6%、95.3%和98.7%。当温度远超污染物沸点时(350 ℃)，污染土壤中的TCB去除率仅15 min便达到了82.9%，在90 min达到99.85%，但该温度条件下去除率增长缓慢甚至基本保持不变，不仅因为此时土壤中残留的TCB已很少，而且所残留的微量TCB解吸还受其赋存状态的影响[26]。不断增大加热温度和脱附时间虽然最终能够将污染土壤中的TCB几乎全部去除，但能耗也不断提高，增加脱附成本，对土壤理化性质的影响也较大。因此，在污染土壤热脱附过程中，需要合理设定脱附温度和时间，从而在保障修复效果的同时控制修复成本。
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1) 不同添加剂质量分数对热脱附效率的影响。图3为三氯苯污染土壤在加热温度为250 ℃，脱附时间为30 min时，4种碱性添加剂在不同质量分数下污染土壤中TCB的去除率。可以明显看到，4种碱性添加剂均对污染土壤中三氯苯的去除有积极影响。未添加碱性物质时去除率为65.13%，4种添加剂的强化热脱附效果呈现相同的趋势：当分别加入0.1%、0.5%、1%的碱性物质后，TCB去除率不断增大；随着添加剂持续增多，热脱附去除效率稍有降低，添加质量分数由1%升至5%时CaCO3组，去除率由83.32%降至80.11%；NaHCO3组由93.41%降低至92.77%；Ca(OH)2组由85.41%降至84.02%，NaOH组由91.26%降低至90.93%。这可能是由于过多的添加剂降低了混合土壤的导热系数所导致[27]。4种添加剂中NaHCO3的强化效果最佳，由于目前研究人员尚未明确量化热脱附过程中的传热和传质，基于土壤间隙、污染物和加热条件之间的关系，仍然很难判断传热和传质量对热脱附的贡献[28]。因此，推测可能是由于NaHCO3在97~270 ℃时会分解为Na2CO3、CO2和水蒸气[29]，分解产生的CO2和水蒸气增大了土壤颗粒间的通风量，增加了气体流速，促进污染物的迁移和运输。其余3种碱性添加剂的强化效果随添加剂的碱性增强而增大；在相同的反应条件下，三氯苯的脱氯效率大小顺序与碱性物质碱性的强弱顺序一致，这与肖叶等[30]研究结果一致。
2) 相同添加剂质量分数对热脱附效率的影响。为进一步研究不同参数对热脱附的影响效果，结合2.1的1) 中实验结果，在4种添加剂的质量分数为1%加热温度为250 ℃的条件下，研究不同加热时间对TCB去除率的影响。选取加热时间为15、25、35、45 min，结果如图4所示。实验结果显示，对比250 ℃、45 min未添加碱性物质时的去除率 (79.6%) ，添加1%的CaCO3、NaHCO3、Ca(OH)2 和NaOH后，去除率分别提高了10.8%、17.08%、10.43%和13.25%。进一步延长加热时间，去除率增幅不明显，因为对于污染土壤来说，其污染物分为大量可提取态和少量残留态，可提取态易脱附，但残留态与土壤颗粒结合紧密，加之其吸附的位置较深，使其不容易脱附[31-32]。根据2.1节中350 ℃、90 min去除率为99.85%，推测少量残留态的去除需结合更高的脱附温度和时间，温度和时间仍是热脱附过程中关键因素。
3) 强化热脱附动力学。为了进一步验证碱基对于热脱附的强化效果，运用一级动力学进行模拟拟合，图5为250 ℃下3种碱性物质 (质量分数均为5%) 协同脱附15、20、25、30、35、40、45 min后一级动力学模拟。根据拟合可以看出，未添加添加剂的土壤 (NA) 反应速率常数k=0.037 52，添加NaHCO3的反应速率常数k=0.098 08，添加NaOH的反应速率常数k=0.076 19，添加Ca(OH)2的反应速率常数k=0.063 23，添加CaCO3的反应速率常数k=0.058 79；反应速率常数k值越大，脱附效率越高，动力学拟合结果与2.2节第一项的实验结果一致。
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1) 系统参数条件下热脱附后土壤理化性质变化。为研究热脱附时不同加热时间和加热温度对土壤理化性质的影响，对热脱附前后土壤中有机碳、有效磷质量分数进行检测，结果如下图6所示。可以看出，在相同加热温度下，随着加热时间的上升，土壤有机碳质量分数下降，在加热温度为150 ℃时，随着加热时间从15 min上升至90 min，土壤含碳量从1.92%下降至1.73%；加热温度为350 ℃时，土壤有机碳质量分数由1.62%降至1.41%。在相同的加热时间下，含碳量下降的幅度随温度增大而增大。由此可见，低温条件(150 ℃)对土壤有机碳含量影响较小，中温条件(250~350 ℃)能加快有机碳的分解，减少土壤中的有机碳。
未经热脱附处理的污染土壤有效磷为48.1 mg·kg−1，随着热脱附的进行，土壤中有效磷质量分数开始增加，在系统参数条件为250 ℃、90 min时，相比初始值，质量分数增加了12.1 mg·kg−1；在250 ℃之前，有效磷质量分数随加热温度的增加、脱附时间的延长呈递增趋势，但增幅不大。这可能是因为，土壤中较少部分有机质发生分解，有机质中的磷素以可溶性灰分的形式存在于土壤中，因此增加了土壤中有效磷的含量[33]。当加热温度达300 ℃时，土壤中有效磷质量分数骤减，在脱附90 min后，污染土壤中有效磷质量分数降至40.1 mg·kg−1，这是由于土壤中有效磷与有机质正相关，当土壤中大部分有机质被分解后，有效磷也随之大幅降低[34]。
土壤阳离子交换量(CEC)和电导率(EC)的特征值能反映土壤肥力，是评价土壤改良和合理施肥的重要依据[35]。CEC和EC的变化如下图7所示。热脱附前土壤中CEC为19.73 cmol+·kg−1，随着热脱附的进行，土壤CEC开始逐渐降低，但降幅较小，直至脱附温度升至250 ℃后，土壤CEC骤减，例如在250 ℃时脱附60 min后，CEC为17.4 cmol+·kg−1，但当温度为300 ℃时，CEC为12.9 cmol+·kg−1，影响土壤阳离子交换能力的主要因素是土壤胶体类型和有机质含量，热脱附后土壤中有机质的含量降低，从而影响了有机物和无机阳离子交换基团组成的有机-无机胶体复合物的形成，故导致土壤阳离子交换量的下降[36]。与CEC变化趋势相反，土壤EC随温度升高呈先上升后下降的趋势，300 ℃时为拐点。土壤含水率、颗粒形状、粒径分布和阳离子交换量是影响土壤EC的主要因素[37]。当温度到达300 ℃后，此时土壤CEC较小，加之高温使土壤大颗粒破裂引起土壤颗粒的不规则性，非球形颗粒形状和较宽的粒径分布也往往会降低土壤的EC值。因此，在300 ℃后，土壤EC值骤减。
2) 添加剂协同热脱附后土壤理化性质变化。在热脱附过程中添加Ca(OH)2和NaHCO3后土壤有机碳、有效磷变化见图8。脱附时间均为30 min，以此系统条件为基础，分别在150、250、350 ℃时添加质量分数为0.1、0.5和1%的碱性物质。由图8(a)可知，在低温(150 ℃)条件下，添加剂对土壤有机碳的影响较小，当温度升高后(250、350 ℃)，添加剂的含量对热脱附后土壤中有机碳的影响逐渐明显。例如，在添加1%的Ca(OH)2温度为150 ℃时，土壤中有机碳质量分数从1.89%增加至1.91%；相同添加剂条件下，当温度为350 ℃时，有机碳质量分数由0.96%增至1.2%，增加了0.24%。相比于添加剂，温度仍然是影响土壤中有机碳质量分数的主要因素，但碱性物质的添加能减少温度对有机碳的影响。图8(b)显示，在不同温度下协同热脱附后土壤有效磷变化；由图可知，对比Ca(OH)2的添加，NaHCO3对协同热脱附后污染土壤中有效磷的改变更为明显，在350 ℃下，添加质量分数均为0.1%的Ca(OH)2和NaHCO3后，土壤有效磷质量分数分别为88.7和115.9 mg·kg−1。此外，污染土壤热脱附后有效磷质量分数均随着添加剂质量分数的增大而增加。这可能是因为，Ca(OH)2和NaHCO3被添加后，土壤中阳离子交换量显著增大，减少了矿物离子对磷的吸附固定，因此Ca(OH)2和NaHCO3添加后土壤中有效磷质量分数不断增大。
图9为Ca(OH)2和NaHCO3协同热脱附后污染土壤CEC变化情况。由图可看出，碱性物质的添加能明显增加污染土壤热脱附后CEC的值，150 ℃下添加1%的Ca(OH)2和NaHCO3后，CEC的值由19.8 cmol+·kg−1增大至26.6 cmol+·kg−1和25.6 cmol+·kg−1；2种碱性物质的添加对于热脱附后土壤CEC的影响均呈现相同的趋势，随着Ca(OH)2和NaHCO3的添加，污染土壤的CEC值逐渐增大。
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为了研究碱性物质强化热脱附机理，综合前期不同碱性物质对污染土壤中的TCB去除效率的实验结果，选取1种强碱 (NaOH) 和1种弱碱 (NaHCO3) ，对350 ℃、30 min条件下添加不同质量分数的碱基协同热脱附后土壤降解气相产物进行组分分析，结果如图10所示。气相产物成分主要为1,2-DCBz (邻二氯苯) 、1,3-DCBz (间二氯苯) 和1,4-DCBz (对二氯苯) ，在350 ℃、30 min条件下，尾气中1,2-DCBz、1,3-DCBz和1,4-DCBz的质量浓度为1.06、1.16、1.11 ug·L−1。当添加0.1%的NaOH和NaHCO3后，各组分质量浓度增大至1.21、1.34、1.33 ug·L−1和1.24、1.37、1.3 ug·L−1，但增幅较小；当添加剂质量分数为0.5%时，尾气中二氯苯明显增多，各组分质量浓度分别增大至1.63、1.92、1.84 ug·L−1和2.36、2.56、2.47 ug·L−1，尾气中二氯苯质量浓度分别为5.39和7.39 ug·L−1；当添加剂质量分数增加至1%时，此时尾气中二氯苯质量浓度由初始值3.33 ug·L−1提高至6.98和8.73 ug·L−1。
图11为添加1%NaOH和NaHCO3后TCB降解气相产物浓度。结果表明，2种碱性物质均能促进TCB的降解，而且NaHCO3比NaOH更能促进TCB向二氯苯转化；添加1%NaOH和NaHCO3后尾气中1,2-DCBz质量浓度分别为2.19、2.76 ug·kg−1，1,3-DCBz质量浓度分别为2.41、3.03 ug·L−1，1,4-DCBz质量浓度分别2.38 ug·L−1和2.94 ug·L−1，该实验结果与2.2节中实验结果一致。在TCB的加氢脱氯过程中，不同位置上的氯原子反应性能也是不同的，邻位氯原子最先被取代生成1,4-DCBz或1,3-DCBz，对位氯原子键能最大最不易脱落[38]。因此，废气组分中1,2-DCBz的质量浓度最少。
图12为添加NaOH和NaHCO3后TCB降解固相产物质量浓度。可以看出，固相中二氯苯的质量浓度远小于气相，当添加剂质量分数为1%时，1,3-DCBz质量浓度分别为0.35、0.24 ug·L−1，1,4-DCBz质量浓度分别为0.37和0.25 ug·L−1，同时1,2-DCBz质量浓度已低于检出限。另一方面，可以看出，总体生成的二氯苯的质量浓度为0.26 ug·L−1，添加了1%碱性物质之后质量浓度分别增加至0.59 ug·L−1和0.62 ug·L−1，而经过热脱附后土壤残留三氯苯的质量分数为70 ug·kg−1，并且未在气相和固相组分中检测出氯苯。其原因可能在于氯苯的沸点更低且生成量更小，在350 ℃的温度下无法长时间停留在固相之中。因此，对于后续的分解产物的研究可以主要关注尾气而非土壤。
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1) 热脱附技术能有效修复1,2,4-三氯苯污染土壤，去除率随加热温度的升高和脱附时间的延长而增大。
2) 碱性物质的添加能有效强化1,2,4-三氯苯污染土壤的热脱附效果，提高TCB的去除率，并且NaHCO3强化效果最佳，其次为NaOH、Ca(OH)2和CaCO3。此外碱性物质能促进三氯苯向二氯苯的分解，加入碱性物质后，气相中二氯苯质量浓度增大。
3) 较低温度 (150 ℃) 对土壤理化性质改变不大，中温 (250~350 ℃) 能明显改变土壤理化性质，减少有机碳、有效磷质量分数以及阳离子交换量。在热脱附过程中添加碱性物质能减少温度对有机碳降低的影响，增大有效磷质量分数和阳离子交换量。
4种碱基添加剂对1,2,4-三氯苯污染土壤热脱附效果的影响
Effects of four base additives on thermal desorption of 1,2,4-trichlorobenzene contaminated soil
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摘要: 含氯有机物是土壤中常见的污染物质，对人体危害大，采用热脱附修复技术去除。通过改变加热温度、加热时间及添加4种碱性物质 (NaHCO3、NaOH、Ca(OH)2、CaCO3) 等条件获取TCB的去除效率及污染土壤理化性质变化情况。实验结果表明，热脱附能有效去除土壤中TCB，当温度为350 ℃加热30 min时，污染土壤中TCB去除率为83.27%；碱性物质的添加能有效强化热脱附过程，添加1%的NaHCO3、NaOH、Ca(OH)2和CaCO3后，TCB去除率分别提高了28.28、26.13、20.28、18.19%。碱性物质的添加促进了TCB的脱氯和降解，相比于无碱性物质热脱附，添加1%NaHCO3和NaOH后尾气中DCBz增加了5.4 ug·L−1和3.65 ug·L−1。热脱附后土壤有机碳、有效磷质量分数和阳离子交换量减少，电导率增大；碱基协同热脱附前后土壤的总有机碳质量分数变化不大，土壤中有效磷质量分数和阳离子交换量明显增大，脱附条件为250 ℃、30 min以及1%的Ca(OH)2时，脱附前后有效磷由57.5 mg·kg−1增大至80.2 mg·kg−1，阳离子交换量由19.72 cmol+·kg−1增大至24.4 cmol+·kg−1。本研究结果可为热脱附技术修复三氯苯污染土壤提供技术参考。Abstract: Chlorinated organic matter is a common pollutant in soil, which is harmful to human body. It is removed by thermal desorption remediation technology. The removal efficiency of TCB and the change of physical and chemical properties of contaminated soil were obtained by changing the heating temperature, heating time and adding four kinds of alkaline substances (NaHCO3, NaOH, Ca(OH)2 and CaCO3). The experimental results showed that thermal desorption colud effectively remove TCB from soil. When the temperature was 350 ℃ for 30 min, the TCB removal rate was 83.27%. The addition of alkaline substances colud effectively enhance the thermal desorption process. After adding 1% NaHCO3, NaOH, Ca(OH)2 and CaCO3, the TCB removal rates are increased by 28.28, 26.13, 20.28 and 18.19%, respectively. The addition of alkaline substances promoted the dechlorination and degradation of TCB. Compared with the thermal desorption of non-alkaline substances, the DCBz in the tail gas increased by 5.4 ug·L−1 and 3.65ug·L−1 after the addition of 1%NaHCO3 and NaOH. After thermal desorption, the mass fraction of organic carbon, available phosphorus and cation exchange capacity of soil decreased, while the electrical conductivity increased. The mass fraction of total organic carbon (TOC) in soil did not change much, but the mass fraction of available phosphorus and cation exchange capacity in soil increased significantly When the desorption conditions were 250 ℃, 30min and 1% Ca(OH)2, The available phosphorus concentration increased from 57.5 mg·kg−1 to 80.2 mg·kg−1, and the cation exchange capacity increased from 19.72 cmol+·kg−1 to 24.4 cmol+·kg−1. The results can provide technical reference for the remediation of trichlorobenzene contaminated soil by thermal desorption.
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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 1 TCB污染土壤热脱附修复系统
Figure 1. Thermal desorption remediation system of TCB contaminated soil
图 3 不同质量分数的碱性物质强化热脱附结果
Figure 3. Results of enhanced thermal desorption of alkaline substances with different mass fractions
图 4 相同质量分数的碱性物质强化热脱附结果
Figure 4. Results of enhanced thermal desorption of alkaline substances with the same mass fraction
图 6 热脱附后污染土壤有机碳、有效磷质量分数
Figure 6. Mass fraction of organic carbon and available phosphorus in polluted soil after thermal desorption
图 7 热脱附后土壤阳离子交换量和电导率
Figure 7. Cation exchange capacity and conductivity of soil after thermal desorption
图 8 协同热脱附后土壤有机碳、有效磷的质量分数
Figure 8. Mass fraction of soil organic carbon and available phosphorus after synergistic thermal desorption
图 9 协同热脱附后土壤阳离子交换量
Figure 9. Cation exchange capacity of soil after synergistic thermal desorption
图 10 不同质量分数的碱性物质协同热脱附后气相组分
Figure 10. Gas component after synergistic thermal desorption of alkaline substances with different mass fractions
图 11 添加1%不同碱性物质协同热脱附后气相组分
Figure 11. Gas component after adding 1% different alkaline substances for synergistic thermal desorption
表 1 供试土壤理化性质
Table 1. Physical and chemical properties of experimental soil
含水率/% pH 有机碳/% 有效磷/(mg·kg−1) 阳离子交换量/(cmol+·kg−1) 电导率/(mS·m−1) 12.5 7.52 1.93 48.1 19.73 13.32
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