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高温袋式除尘器的金属滤袋由耐高温、耐腐蚀性的纤维通过梯度搭配制备而成，耐受温度可达600 ℃[1]，能有效避免因高温引起的滤袋寿命缩短的问题，已在氧化铝焙烧、水泥制造、垃圾焚烧等行业中应用[2]。随除尘器工作时间的增加，滤料中的孔隙逐渐被颗粒阻塞，滤料的捕集效率降低，除尘器运行阻力增加[3]，故需对滤袋进行清灰操作。同时，金属滤袋除尘器通常处理的是高温烟气，使用脉冲喷吹清灰时喷入冷的压缩空气，冷热交替若达到露点温度滤袋表面就会产生结露，黏附大量颗粒后发生糊袋现象。滤料纤维的结构、排布方式与粗细均会影响颗粒的穿透程度和捕集效率，从而影响滤料的残余阻力与滤袋清灰效果。彭涛[4]等对金属滤网进行颗粒反吹过程的微观数值模拟时，发现滤料纤维呈梯度排布，过滤时颗粒对滤料的穿透一般主要集中在初层纤维，近滤料表面颗粒清灰效果最明显，超过94%颗粒脱落，中后段清灰效果欠佳，仅脱落35%的残留颗粒。刘美玲等[5]对金属纤维滤料与传统有机纤维滤料进行性能检测，发现金属纤维滤料的残余阻力较传统有机纤维滤料偏高。
滤袋壁面峰值压力、压力上升速率和最大反向加速度等指标是评价有机纤维滤料清灰性能的重要指标。QIAN等[6]、LI等[7]在工业覆粉实验中发现有机纤维滤袋侧壁峰值压力越大，残余颗粒越少。党小庆等[8]、李珊红等[9]、吕娟等[10]、LUPION等[11]通过物理实验结合数值模拟，对比研究了不同喷吹参数设置对有机纤维滤袋清灰效果的影响，发现增加袋长，会使滤袋底部峰值压力逐渐降低，而增加喷吹压力可显著提高滤袋内外压差，且喷吹距离和喷吹时间存在最佳范围。金属滤料材质、密度与弹性模量等均区别于传统的纤维滤料，但应用过程中较多延续传统纤维滤袋清灰参数进行清灰[12]。秦文茜等[13]和李朋等[14]在对2 m与6 m长金属滤袋脉冲清灰物理模型实验中发现，侧壁压力峰值呈袋底>袋口>袋中。侯力强等[1]则发现沿着滤袋长度方向，金属滤袋的侧壁峰值压力峰值逐步减小，到达底部后再次增大。
以上研究仅针对不同喷吹参数下金属滤袋的压力变化趋势进行分析，未涉及金属滤袋与传统有机滤袋在不同清灰影响因素下物理模型和数值模拟实验的对比分析，以及工业窑炉烟气中脉冲喷吹压缩气流温度偏低对金属滤袋袋口区域的结露影响。以316L不锈钢金属纤维滤袋为研究对象，从微观角度模拟对比分析金属滤料与有机纤维滤料在过滤时颗粒对滤料的穿透程度；以壁面峰值压力、压力上升速率和最大反向加速度为参数，通过物理模型实验测试其沿滤袋长度方向上的变化规律，并在此基础上简化模型建立数值模拟实验；在验证其可靠性和准确性的前提下，设计正交实验对影响清灰性能的工艺参数进行系统优化，并与传统有机滤袋的研究结果进行对比；对滤袋高温状况下时脉冲清灰常温压缩空气对滤袋袋口区域结露的影响进行分析，以期为高温袋式除尘器金属滤袋的喷吹参数设置和结构优化，保证滤袋清灰效果、延长滤袋使用寿命和提高除尘器系统运行稳定性提供参考。
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对316L不锈钢金属纤维和PPS普通针刺毡有机纤维滤料进行电镜扫描和纤维排布，建立二维模型，结果如图1所示。金属滤料透气度120 L·(min·dm−1) −1，厚度0.5 mm，迎尘面纤维2 μm，净气面纤维20 μm；有机纤维滤料透气度45 L·(min·dm−1) −1，厚度2 mm，迎尘面纤维1 μm，中层纤维10 μm净气面纤维20 μm [15]。图2为微观滤料模拟的几何模型图，纤维结构为随机排布，初层纤维孔隙率均为80%，计算区域0.2mm。流体从左侧流入计算域，从右侧流出。
利用Gambit软件建模及网格划分，使用Fluent软件对微观流场进行后处理。一般过滤速度为1 m·min−1，雷诺数小于2 000，为层流稳态流动。假定流体等温不可压缩，控制方程包括连续性方程、动量方程如式 (1)~(2) 。
式中：v为流体的速度，m·s−1；μ为流体的动力黏度，Pa·s；p为计算单元的压力，N。
采用二阶迎风格式SIMPLE算法对离散化动量方程进行压力速度耦合求解，各项收敛残差均设定在10−6。左侧入口边界条件设置为速度入口，右侧出口为压力出口。过滤风速为1m·min−1。纤维直径远大于空气分子的自由程，故纤维表面采用无滑移壁面条件。
在单相流数值模拟基础上，加入DPM模型。颗粒在拉格朗日坐标下的运动方程[16-17]如式 (3) 。
式中：u代表连续相的速度；up表示离散相的运动速度；ρ、ρp分别表示连续相和离散相的密度；FD (u−up) 代表颗粒单位质量的曳力；Fx表示其他相间单位质量作用力。
以温度为298.15 K，密度为1.225 kg·m−3、黏性系数为1.789 4×10−5 kg· (m·s) −1的空气作为连续相，以密度2 550 kg·m−3和质量浓度为100 mg·m−³的球形颗粒作为离散相，粒径取值0.1、1、2、5、10 μm。颗粒采用面注入的方式进入流场，假定颗粒初速度等于气相场流速。纤维表面离散模型边界条件为trap，颗粒在运动过程中撞到壁面即被捕集。
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1 μm粒子对不同滤料的穿透程度如图3所示。颗粒对滤料的穿透主要集中在滤料初层纤维，有机纤维滤料的穿透距离小于金属纤维滤料。不同粒径颗粒穿透距离如图4所示，在颗粒粒径为1 μm时金属纤维滤料最远穿透距离约为0.13 mm，有机纤维滤料最远穿透距离约为0.11 mm。不同粒径颗粒对滤料的穿透量如图5所示，颗粒粒径≤2 μm时，两种滤料穿透量均接近100%。当颗粒粒径在5 μm以上时，穿透量明显减小，且金属滤料穿透量更大。随着颗粒直径的增大，金属纤维滤料与有机纤维滤料的穿透量均减小，捕集效率增加；有机纤维滤料穿透量减小程度明显高于金属纤维滤料。
综上所述，相比于有机纤维滤料，金属滤料存在颗粒易穿透，滤料残余阻力偏高的问题。在相同的纤维排布方式与孔隙率条件下，细纤维滤料过滤精度更高。提高过滤精度可降低金属滤料颗粒穿透，但金属纤维由于特殊的材质，减小纤维直径存在技术成本问题。因此，针对金属纤维滤料结构，通过物理模型与数值模拟实验对滤袋的清灰影响规律与影响程度进行分析，合理选择清灰参数，对降低滤料残余阻力、提高金属滤袋清灰有效性和延长滤袋使用寿命具有重要意义。
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在1∶1物理模型实验台 (图6) 上进行金属滤袋壁面峰值压力测试，使用TP-5610DH型电荷放大器、QSY8135型压力传感器和TP1020型加速度传感器进行数据采集。基于316 L不锈钢材质的金属滤袋，分别选取距袋口0.3、0.5、1、2、3、4、5、5.9 m的测点，测量不同位置的壁面峰值压力与最大反向加速度。实验滤袋长度分别为5、6、6.5、7 m；脉冲喷吹压力0.1~0.4 MPa；脉冲喷吹距离150~300 mm；脉冲喷吹时间100 ms。
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不同喷吹压力条件对滤袋清灰效果的影响如图7所示。随着喷吹压力的增加，进入到滤袋内的喷吹气量增加，滤袋壁面峰值压力等评价指标均有显著提高，且均在滤袋袋口0.5 m[18]处达到最大值。滤袋壁面峰值压力和压力上升速率整体呈现先上升后下降，并在袋底回升的规律，滤袋壁面峰值压力值为上部>底部>中部，最大反向加速度为上部>中部>底部。袋口的峰值压力较低的原因是袋口压缩空气没有充分膨胀，沿滤袋长度方向气流逐渐向外扩散，再加上气流运动时摩擦消耗能量，压力逐渐减小，抵达袋底时由于滤袋的反弹产生二次气流[19]，导致壁面峰值压力回升。而加速度传感器与压力传感器不同，仅能传输一次气流的信号，故最大反向加速度在滤袋底部未回升。1.5 m处壁面峰值压力值小于2 m处，主要由于滤袋开孔位置靠近滤袋内部配套框架造成测试值偏小。滤袋清灰评价指标变化趋势与侯力强等[1]和郑晓盼等[20]的研究结果一致，金属滤袋中下位置属于清灰薄弱区。
不同喷吹距离对滤袋清灰效果的影响如图8所示。随着喷吹距离的增加，滤袋壁面峰值压力无明显变化。当喷吹距离过小时，喷吹气流不能充分扩散，诱导能力弱，进入袋内的总气流量减少，滤袋壁面不同位置的峰值压力偏低。但当喷吹距离大于最佳值时，部分喷吹气流会因为会扩散到袋口外侧而损失，进入袋内的总气流流量减少导致壁面峰值压力降低。压力上升速率峰值与最大反向加速度峰值在滤袋袋口处随着喷吹距离的减小而增大。这是由于喷吹距离减小喷吹气流到达滤袋的时间缩短。壁面峰值压力和压力上升速率为滤袋上部>底部>中部，最大反向加速度为上部>中部>底部。
不同喷吹孔径对滤袋清灰效果的影响如图9所示。在喷吹压力一定的情况下，直径小的喷嘴易造成喷吹气流受阻，降低其诱导二次气流的能力，使进入滤袋的混合气流量减少，进而使滤袋壁面峰值压力减小。当喷嘴直径增大时，使喷吹气流量增加，其诱导二次气流能力增强，使更多的气流进入袋内，造成壁面峰值压力增大。喷吹孔径对压力上升速率与最大反向加速度影响较小，滤袋壁面峰值压力值为上部>底部>中部，最大反向加速度为上部>中部>底部。
不同滤袋长度对滤袋清灰效果的影响如图10所示。不同长度的滤袋壁面峰值压力与压力上升速率均无较大变化。这是由于随滤袋长度的增加，并没有改变喷吹气流的气量，气流进入到滤袋各位置的气量并没有明显减少，故其对滤袋壁面峰值压力与压力上升速率的影响不大。滤袋壁面峰值压力值与压力上升速率值为上部>底部>中部。滤袋长度对最大反向加速度影响较为显著，且呈现先上升后下降的趋势，加速度数值呈现上部>中部>底部的趋势。
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脉冲喷吹时气包中的压缩气体瞬间被释放，同时诱导周围空气进入滤袋形成清灰气流，完成清灰过程。喷吹气流沿滤袋长度方向的轴线是对称的，且金属滤袋为对称结构，可采用二维模型进行模拟，其中X为喷吹距离，L为滤袋长度，d为喷嘴直径，D为计算区域宽度。利用Gambit软件进行结构化网格划分，喷嘴出口区域进行了适当加密，具体设置如图11所示。脉冲喷吹是一个非稳态的过程，控制方程包括连续性方程、动量方程和能量方程，湍流方程采用标准k-ε双方程模型[9-10,17]。喷嘴采用速度进口边界条件，滤袋采用多孔跳跃边界条件，将喷吹管壁、花板、滤袋底部设为固体壁面，中箱体设为恒压边界条件。计算采用SIMPLE算法，求解步长为0.001 s。物理模型实验使用的是清洁滤袋，故数值模拟实验采用与物理模型实验相同的条件。滤袋渗透率a=9.52×10−12 m2，厚度为0.5 mm。
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数值模拟实验参数设置与物理模型实验相同，喷吹压力P=0.3 MPa，喷吹距离X=200 mm，喷嘴直径d=16 mm，滤袋长度L=6 000 mm。结果如图12所示，随着喷吹时间的增加，喷吹气流由袋口传递至袋底，袋内部的静压逐渐达到最大值。数值模拟与物理实验结果对比如图13所示，除袋口0.3 m处与1.5 m处外，其他点模拟值与实验值均基本一致，且偏差均在10%以内；袋口0.3 m处的偏差可能由于滤袋袋口受振动影响较大；滤袋1.5 m处的偏差可能由于在物理模型实验时滤袋配套的框架会对测试结果有影响，滤袋框架的阻碍作用会加剧滤袋壁面峰值压力的减小。
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为了明确喷吹压力、滤袋长度、喷吹距离、喷吹孔径和喷吹时间对金属滤袋清灰性能的影响程度，分别设定喷吹压力0.1~0.4 MPa，喷吹距离150~300 mm，喷吹孔径12~18 mm，滤袋长度5 000~7 000 mm，喷吹时间60~120 mm的条件，以壁面峰值压力、压力上升速率与最大反向加速度为评价指标，设计L16(45) 的正交实验进行模拟分析。
正交实验各评价指标变化曲线如图14所示。壁面峰值压力随各因素的变化为，随喷吹压力的增加呈直线上升趋势；随着滤袋长度的增加不断下降；随喷吹距离逐渐增加，壁面峰值压力总体呈增大趋势，但喷吹距离由200 mm增大到250 mm时，峰值压力的增加速率显著下降，脉冲喷吹过程中存在200 mm的最佳喷吹距离；喷吹时间对峰值压力的影响较小，在100 ms之前峰值压力随喷吹时间的增加而增大，到达100 ms后开始递减，100 ms为最佳喷吹时间。喷吹压力、喷吹距离和滤袋长度的压力上升速率变化趋势与壁面峰值压力变化相同，且随着喷吹时间的增加而减小。最大反向加速度变化趋势与壁面峰值压力相同，受喷吹压力、喷吹距离和滤袋长度的影响最为显著，而喷吹时间对其影响很小。
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有机纤维滤袋在喷吹气流作用下会发生变形，滤料孔径增大，透气量增加[20]。数值模拟方法可假设滤袋不发生变形，简化分析对比金属滤袋和有机滤袋的清灰特性。将金属滤袋的实验测试值和数值模拟值与文献[21]报道的有机纤维滤袋的相应值进行对比，结果如图15所示。当喷吹压力P=0.2 MPa，喷吹距离X=200 mm，喷嘴直径d=16 mm，滤袋长度L=6 000 mm时，相同喷吹参数下有机纤维滤袋与金属滤袋壁面峰值压力变化趋势相同，均呈先升高后降低，在袋底略有回升的趋势，在距袋口0.5m处均达到最大值。然而，在相同喷吹参数下，金属滤袋物理测试和数值模拟实验的壁面峰值压力和最大反向加速度整体均低于传统有机纤维滤袋。由金属滤袋正交实验与报道的有机纤维滤袋的数据[18]对比可知，滤袋清灰显著影响因素均为喷吹压力和喷吹孔径，但由于2种滤袋材质规格不同，其最佳清灰参数也不同。
金属滤袋和有机纤维滤袋材质不同，密度不同，单位质量不同；同时，金属滤袋弹性系数 (约200 GPa) 远大于有机纤维滤袋 (约3 500 MPa[20]) 。因此，在受滤料与颗粒层的质量和滤料材质的弹性系数等根本因素的影响下，喷吹时2种滤袋表面所受分离力大小不同，表现出滤袋壁面峰值压力、峰压到达时间和滤料自由运动位移和最大反向加速度均不同。
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脉冲喷吹清灰喷入冷的压缩空气，冷热交替若达到露点温度滤袋表面就会产生结露，黏附大量颗粒后发生糊袋现象。为探明压缩空气温度对滤袋袋口区域的结露影响，采用二维模型模拟防止工业窑炉烟气金属滤袋的高温状况下脉冲清灰常温压缩空气对滤袋袋口区域结露的影响规律。
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滤袋尺寸为160 mm×6 000 mm，喷吹压力0.3 MPa，喷吹距离200 mm，喷吹孔径16 mm，喷吹时间100 ms，模型尺寸、网格划分、流体控制方程与数值模拟参数设置同2.1节，气体传热控制方程[22]见式 (4)~(7) 。
式中：ρv为气体密度，kg·m−3；vv为气体径向速度，m·s−1； wv为气体轴向速度，m·s−1；μ为气体动力粘度，Pa·s；Vv为气体速度矢量，m·s−1；kv为气体导热系数，W· (m·K) −1。
以已报道氧化铝焙烧行业为例，气流温度取0 ℃、25 ℃、50 ℃、75 ℃、100 ℃；喷吹压力0.3 MPa；喷吹距离200 mm；喷吹孔径16 mm；喷吹气流含水量为6%[23]；烟气温度300 ℃[24]；烟气含水量40%[25]时进行数值模拟实验。
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滤袋脉冲喷吹不同时刻温度云图如图16 (a) 所示。由于滤袋处于300 ℃的烟气氛围中，当低温压缩空气喷吹至滤袋时，低温与高温气体会实现换热，导致滤袋附近气体温度急剧降低。此时，烟气中的水蒸汽会附着在温度相对较低的受热面上，结成水珠甚至积聚，与烟气中SO2等腐蚀性气体共同作用下会对滤袋造成腐蚀[26]。
使用0 ℃压缩空气进行喷吹时，滤袋温度变化如图16 (b) 所示。沿滤袋长度方向，滤袋壁面温度呈现先降低后升高的趋势。滤袋袋口0 m处由于距离喷口最近，温度最低；喷吹气流沿滤袋轴向行进，滤袋前段所受气流影响较大，降温较快，40 ms时滤袋壁面温度出现最低值；滤袋后半段温度无较大变化。
不同喷吹温度条件下滤袋温度云图与变化曲线如图17所示。在喷吹时，进入的压缩空气温度不同，滤袋整体温度变化趋势相同，均呈现先降低后升高的趋势；不同温度的压缩空气喷吹至高温滤袋时均会造成滤袋前段温度变化，喷吹气流温度越低，滤袋前段温度越低，降温区域逐渐增加的情况。烟气酸露点通常为80~100 ℃[27]。当压缩空气为0 ℃时，滤袋0.5~2 m处温度低于100 ℃，袋口处有结露风险；当压缩空气大于50 ℃时，滤袋0.5~2 m处温度增至120 ℃，大于烟气酸露点。因此，对压缩空气进行加热，将喷嘴出口处气流温度提高至50 ℃时，可以有效防止因压缩空气温度过低造成的滤袋袋口结露。
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1) 在纤维排布方式与初层纤维孔隙率相同，且颗粒粒径为1 μm时，清洁的金属滤料纤维拦截效应低于有机纤维滤料，颗粒穿透量和穿透距离更大。当颗粒粒径≤2 μm时，两种滤料穿透量均接近100%；随着颗粒直径的增大，两种滤袋的穿透量均减小，且有机纤维滤料穿透量减小更显著。通过减小纤维直径可降低金属滤料颗粒穿透，达到与纤维直径相同的有机纤维滤料的过滤精度。2) 物理模型实验中，金属滤袋壁面峰值压力值与压力上升速率呈现上部>底部>中部的趋势；最大反向加速度呈现上部>中部>底部的趋势，均在滤袋袋口0.5 m处达到最大值。在相同喷吹参数下，金属滤袋与传统有机滤袋壁面峰值压力变化趋势相同，但壁面峰值压力和最大反向加速度整体低于传统有机滤袋；通过数值模拟正交实验得出喷吹压力和喷吹孔径均为影响金属滤袋与传统有机滤袋喷吹效果的显著影响因素；最佳喷吹距离为200 mm，最佳喷吹时间为100 ms。3) 当脉冲喷吹气流温度为0 ℃时，滤袋0.5~2 m处温度低于100 ℃，滤袋袋口处有结露风险；将脉冲喷嘴出口处空气温度提高至50 ℃可以有效防止工业窑炉烟气中滤袋袋口结露现象的产生。
高温袋式除尘器金属滤袋脉冲喷吹清灰性能分析
Performance analysis of high-temperature metal filter bag by pulse injection
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摘要: 为解决高温袋式除尘器在应用中因压缩空气温度偏低导致金属滤袋糊袋，以及因清灰参数选取不当导致滤袋残余阻力上升和除尘器运行阻力升高的问题，使用滤料微观模型分析过滤状态下颗粒在清洁金属和有机纤维层的穿透过程；并结合物理模型与数值模拟正交实验研究不同因素对不锈钢金属滤袋脉冲喷吹清灰过程的影响；以传统有机滤袋做对照，通过数值模拟实验研究在高温状况下脉冲喷吹清灰气流对金属滤袋袋口区域结露的影响。结果表明，在相同的颗粒粒径条件下，清洁金属滤料纤维的颗粒穿透量和穿透距离更大，拦截效应低于有机纤维滤料。滤袋清灰效果整体呈现上部>底部>中部的趋势，且金属滤袋清灰评价指标测试值整体低于传统有机滤袋；显著影响滤袋清灰的因素均为喷吹压力和喷吹孔径，金属滤袋最佳喷吹距离为200 mm，喷吹时间为100 ms。当脉冲喷吹气流温度为0 ℃时，滤袋袋口0.5~2 m处有结露风险，升高至50 ℃可有效防止工业窑炉烟气滤袋袋口区域结露现象的产生。该研究结果可为高温袋式除尘器金属滤袋的喷吹参数设计和结构优化提供参考。Abstract: During the application of high-temperature bag filter, there may be bag sticking phenomenon of metal filter bag due to the low temperature of compressed air. In order to solve the problem of residual resistance of filter bag increasing and the operating resistance of bag filter rising due to the improper selection of cleaning parameters, the penetration process of particles in the clean metal and organic fiber layers under filtration status was analyzed through the micro-model of filter material. On this basis, 316L stainless steel metal filter bag was selected, and the impact law of different factors on the pulse jet cleaning process of filter bag was studied by orthogonal experiment combining physical model and numerical simulation. Compared with traditional organic filter bag, the influence of pulse jet cleaning airflow on bag mouth condensation of filter bag under high temperature was finally studied by numerical simulation test. Results showed that under the same particle size conditions, the intercepting effect of clean metal filter material fiber was lower than that of organic fiber filter material, the particle penetration amount and distance were larger. The overall trend of filter bag cleaning ability was upper > lower > middle, and the test value of metal filter bag cleaning evaluation index was lower than that of traditional organic filter bag. In the orthogonal experiment, the significant influencing factors on filter bag cleaning were blowing pressure and blowing orifice size, and the optimal blowing distance and blowing time of metal filter bag were 200 mm and 100ms, respectively. When the pulse jet cleaning airflow temperature was 0℃, there was condensation risk in the range of 0.5 m to 2 m of filter bag. Raising the temperature to 50℃ can effectively prevent the occurrence of bag mouth condensation in industrial kiln flue gas filter bag. This study can provide a reference for the optimization of injection parameters and structure of metal filter bags.
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近年来，含铊矿石的采选和冶炼已导致多起流域铊污染事件[1]。含铊废水或含铊灰渣随雨水进入地表水体后，会引起流域铊质量浓度异常，并威胁饮用水安全。铊是具有剧毒特性的重金属，其毒性远大于铅、镉、镍、砷、汞等重金属，易导致急慢性中毒[2; 3]。铊的化合物易通过吸入、口服和皮肤接触的方式被生物体吸收。铊通过工业生产活动污染大气、水源和土壤，威胁生态环境安全，并在环境中转运、迁移，富集在植物可食部分，通过食物链进入人体，会危害公众身体健康[2-4]。
目前，关于含铊工业废水的处理及突发水污染事件中水厂应急处置除铊的研究较多。含铊工业废水的处理方法主要包括化学沉淀法[5-9]、吸附法[5-9]、离子交换法[5-7]、萃取法[6-7]。仅有少数单一技术可确保处理后水质达到5 µg·L−1的排放标准[6]，但无法满足在应急处置中达到生活饮用水标准的应急目标要求。因材料易得性、经济性，以及pH影响、共存阳离子干扰等原因，也不一定适用于开放环境下铊的应急处置。为保障供水水质安全，自来水厂应急除铊一般采取预氧化强化混凝工艺[10-16]，以确保出水稳定达标。
开放环境下的流域铊污染应急处置仍鲜有报道。本研究采用硫化钠化学沉淀削污及流域调水稀释联合技术方案，对云南省富源县响水河水库及其上游鸡上河河道铊污染开展应急处置，探讨了技术方案在实际应用中可能的影响因素，并针对处置中存在的难点问题提出了解决策略，以期为应急处理小流域突发铊污染提供参考。
1. 材料与方法
1.1 事件概况
2021年2月7日，云南省生态环境厅驻曲靖市生态环境监测站在饮用水源地例行监测时发现，曲靖市富源县地表水集中式饮用水水源地响水河水库大坝取水口铊质量浓度超过《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)标准限值约1.5倍。在2月8日至9日，对响水河水库及其上游鸡上河流域9个断面进行了复核和遡源监测，进一步确定了响水河水库、小河水库，以及两水库之间约15 km鸡上河铊质量浓度不同程度地超标。响水河水库大坝取水口、小河水库大坝、鸡上河大龙潭监测断面的铊质量浓度分别为0.26、8.17 、3.12 µg·L−1。相关监测及投药处置点位如图1所示，其设置时间和位点说明见表1。
图 1 主要应急处置投药点位和应急监测断面示意图Figure 1. Schematic diagram of the main dosing points and monitoring section for emergency treatment表 1 主要应急处置投药点位和应急监测断面设置说明Table 1. Description of the main dosing points and monitoring sections for emergency treatment投药点位/监测断面 设置时间 相对位置 设置目的 1#固定式投药点位 2月15日 小河水库坝下 一级投药处置点位 2#固定式投药点位 2月15日 2#监测断面下游100 m 为确保处置达标而设置 3#固定式投药点位 2月18日 6#监测断面下游100 m 5#监测断面铊质量浓度升高后设置 1#监测断面 2月15日 1#投药点位下游1000 m 监控1#固定式投药点位处置效果 2#监测断面 2月15日 2#投药点位上游100 m 监控1#固定式投药点位处置后稳定性监控用于动态调整2#投药点位投药参数 3#监测断面 2月15日 2#投药点位下游200 m 监控2#固定式投药点位处置效果 4#监测断面 2月15日 2#投药点位下游2000 m 监控2#固定式投药点位处置后稳定性 5#监测断面 2月15日 响水河水库入口处 监控响水河水库入口处铊质量浓度 6#监测断面 2月18日 3#投药点位上游100 m 监控用于动态调整3#投药点位投药参数 7#监测断面 2月18日 3#投药点位下游1 000 m 监控3#固定式投药点位处置效果 | Show Table
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在事件发生后，当地政府积极组织开展应急处置工作。富源县居民供水持续稳定，未受影响；社会舆论平稳，无不良反应。在2月10日，通过排查锁定污染源为曲靖市沾益区某公司，该公司位于沾益区白水工业园区，距小河水库直线距离约110 m，是一家含烧结、炼铁生产工序的钢铁非联合企业。自2月14日起，经过22 d的投药削污，小河水库及其下游鸡上河河道铊污染已得到全面妥善处置，不再对响水河水库铊质量浓度造成新的影响。自3月4日20时起，响水河水库大坝取水口铊质量浓度持续稳定达标，低于集中式生活饮用水地表水源地特定项目标准限值0.1 µg·L−1。至3月5日，应急响应终止。
1.2 处置方法
根据资料整理和现场踏勘情况，针对此次流域铊污染事件的应急处置，提出系统性综合解决方案，主要采取供水保障、源头阻断、工程削减、调水稀释等应急处置措施。
1)水厂供水保障。2月10日，曲靖市政府当即切换水源，启用备用水源地供给富源县第二自来水厂，以确保居民供水安全。对自来水厂和供水管道采取措施消除铊污染，以确保管网末端居民龙头出水达标。在应急处置期间，持续监测水厂原水和出水，对饮水水质加密监测，并全面掌握供水安全情况。紧急调配抽水设备保障供水能力，并在用水高峰时段对高耗水产业进行管控，保证当地居民生活用水充足。自事件发生以来，富源县城饮水供水未出现中断和超标情况，居民生活用水未受影响。
2)污染源头阻断。将肇事企业厂区潜在污染物料全部转运至曲靖银发危险废物集中处置中心有限公司应急贮存。对厂区原料和危险废物贮存场地采取“三防措施”。完善厂区雨污分流系统和应急池，开展厂内初期雨水收集设施和厂外截洪沟建设工作，以确保厂内水不出厂、厂外水不入厂。对厂区约3 500 m3高污染循环水先期投加沉淀剂和絮凝剂处理后，纳入小河水库一并处理。先期封堵小河水库泄洪道，防止小河水库高浓度含铊水体未经处理而进入下游鸡上河河道。
3)化学沉淀削污。本次应急处置采用氢氧化钠调节水体pH至弱碱性，硫化钠沉淀法降低污染河流铊质量浓度工艺。天然水体中的铊以Tl+和Tl3+ 2种氧化态存在，Tl+比Tl3+更稳定，是水环境中铊的主要形式。Tl+的化合物水溶性较强，对pH不敏感，主要以游离离子的形式存在。Tl3+只有在极氧化和酸性条件下才可能存在，主要以微溶且反应性相对较低的Tl(OH)3形式存在[17-18]。在酸性条件下，硫化钠易生成硫化氢气体。在应急处置的碱性条件下，少量Tl3+以Tl(OH)3沉淀出来，而Tl+主要与过量硫化钠反应生成Tl2S沉淀，并沉积吸附到水系沉积物中，从水中去除。
采用上述硫化钠化学沉淀方法对受污染小河水库及其下游鸡上河河道进行全面处置。设置两级投药处置点(1#和2#固定式投药处置点位)，对小河水库47×104 m3高浓度污水采取硫化钠和氢氧化钠联合化学除铊工艺进行处置。自2月15日至2月21日，历时7 d，小河水库高浓度存水则已处置完毕。2月17日，发现响水河水库入口处监测断面铊质量浓度呈现升高趋势。2月18日，其上游鸡上河大龙潭监测断面铊质量浓度也出现波动情况。因此，于2月18日在鸡上河南村小桥增设了3#固定式投药处置点位，确保进入响水河水库的铊质量浓度持续保持在0.1 µg·L−1以下。因鸡上河河道淤泥和滞水较多，对小河水库完成投药处置后，下游鸡上河河道铊质量浓度依然较高，2月23日至2月28日，采取分散式投药方式对淤泥和滞水中留存的铊污染物进行削减，以完全消除上游河道对下游河道铊质量浓度的影响，缩短处置时间。
4)流域调水稀释。统筹协调水资源调度和保障工作，在确保响水河水库饮用水取水口铊质量浓度达标的前提下，妥善安排生活、生产、农业用水需求，做好用水安全保障工作。采取流域统筹调水措施，科学做好水资源调度的时序安排，合理调整泄水与补水的调度时序，对响水河水库超标水体进行处置。自2月14日起，采取边补水边下泄方式，从石坝水库调水约345×104 m3补给响水河水库。至2月24日，石坝水库停止补水，响水河水库以4 m3·s−1的流量继续下泄，累计下泄639×104 m3。自3月4日20时起，响水河水库大坝取水口铊质量浓度首次达到0.10 µg·L−1，并呈持续下降的趋势。
1.3 应急监测方法
采用车载电感耦合等离子体质谱分析系统(车载ICP-MS，SUPEC 7000，杭州谱育科技发展有限公司)对采集的水样进行环境应急监测。采用标准《水质 65种元素的测定 电感耦合等离子体质谱法》(HJ 700-2014)测定水样中的铊元素，铊的方法检出限为0.02 µg·L−1。
2. 结果与讨论
2.1 去除率与处置效果的关系
去除率与处置效果的关系见图2。在利用氢氧化钠调节pH为8~9、采用硫化钠的典型实际应用质量浓度约为10 mg·L−1时，处置的去除率稳定，投药处置效果亦稳定。投药处置效果沿程的稳定性如图2(b)所示。对比1#监测断面(1#投药点下游1 000 m)和2#监测断面(2#投药点上游100m)的监测结果发现，2个监测断面的铊质量浓度基本一致，说明一次投药处置采用的投药浓度是合适的，投药处置效果亦是稳定的。
图 2 去除率与处置效果的变化Figure 2. Change of removal efficiency on disposal performance注：取样日期为2021年2月16日。经1#固定式投药点位投药处置后，污染水体铊质量浓度由8.17 µg·L−1降至0.15~0.41 µg·L−1，平均去除率大于95%。然而，经一次投药处置后，铊质量浓度并未降至0.10 µg·L−1以下，未实现应急处置目标。在应急处置中，考虑到处置效果和经济成本，硫化钠化学沉淀除铊的典型应用质量浓度为10~20 mg·L−1，远高于理论计算浓度。在一定浓度条件下，铊的去除率并不随硫化钠投药量的增大而提高，单次投药去除率存在一个极限值。因此，要使铊质量浓度降至0.10 µg·L−1以下，需要设置至少两级固定式投药点位进行处置。
2.2 河道环境对处置时效的影响
图3为河道环境对处置时效的影响。在2月21日，小河水库高浓度存水处置完毕后，鸡上河1#和2#监测断面的铊质量浓度均出现波动情况并呈现升高趋势，1#和2#监测断面浓度铊质量浓度均升至约0.80 µg·L−1，见图3(a)。经现场实地勘查发现，鸡上河2#投药点上游河道长期淤积，河道中淤泥和滞水较多，且上游不断有少量来水汇入，从而导致小河水库高浓度存水处置完毕后，其下游河道铊质量浓度仍较高。
图 3 河道环境对处置时效的影响Figure 3. Effect of river environment on disposal time注：取样日期为2021年2月28日。针对上述影响，自2月23日10：00起，采取多点分散式投药方式对鸡上河河道淤泥和滞水中的含铊污染物进行处置，并同时开展河道疏通工作，以缩短处置时间并彻底消除上游河道对下游河道铊质量浓度的影响。在分散式投药处置期间，鸡上河河道1#和2#监测断面的铊质量浓度变化见图3(b)。铊质量浓度呈现波动状态，1#和2#监测断面的铊质量浓度总体逐渐升高后保持稳定。图3(c)表明，截至2月28日，鸡上河河道上游铊质量浓度降至0.10 µg·L−1以下，不再对下游河道的铊质量浓度产生影响，故停止分散式投药。
2.3 投药点位对处置效果的影响
投药点位对处置效果的影响见图4。经2#固定式投药点位处置后，3#监测断面(2#固定式投药点位下游200 m)的铊质量浓度稳定小于0.10 µg·L−1。在整个应急处置期间，无论是在对小河水库高浓度存水处置期间(图4(a))，还是在对鸡上河河道淤泥和滞水采取多点分散式投药方式处置期间(图4(b))，3#监测断面的铊质量浓度始终小于0.10 µg·L−1。因此，在突发水污染事件应急处置中，为保证投药处置效果及其稳定性，设置多级固定式投药处置点位是十分必要的。一方面，由于存在极限去除率，经一次投药处置后，不能保证铊质量浓度降至0.10 µg·L−1以下；另一方面，由于河道的复杂性，需进行分散式多点投药，导致下游河道铊质量浓度产生波动。本次投药处置前期设置了1#和2# 2个固定式投药处置点位，以确保铊质量浓度处置达标和消除波动。
图 4 投药点位对处置效果的影响Figure 4. Effect of dosing point on disposal performance注：取样日期为2021年2月16日。2.4 卡斯特地貌对处置效果的影响
图5为卡斯特地貌对处置效果的影响。自2月17日起，5#监测断面(响水河水库入口处)铊质量浓度呈现升高趋势。2月18日，4#监测断面(鸡上河大龙潭监测断面)的铊质量浓度也出现波动情况。经2#固定式投药点位处置后，其下游200 m的3#监测断面铊质量浓度已降至0.10 µg·L−1以下。然而，响水河水库入口处铊质量浓度自17日起即高于0.10 µg·L−1。这可能是由于碳酸氢根的影响。2#固定式投药点位下游为卡斯特地貌，故鸡上河地表水与周边地下水的交换频繁，存在地下河及地下涌水补给地表河水的情况。鸡上河主要的地下水补给来源于大龙潭地下涌水。地下水中较高的碳酸氢根离子可能对硫化钠化学沉淀除铊效果产生影响。
目前，对于铊在水体和沉积物间的界面化学和迁移转化研究较有限[18-19]。本次事件中，经大量硫化钠沉淀处置后，沉积物中的铊主要以硫化物结合态的形式存在。硫化物结合态的铊在一定物理化学条件下会通过解析释放出可交换性铊，并重新回到水体中并发生迁移[19]。pH可能是影响铊迁移的主要控制因素。在卡斯特地貌条件下，受HCO3−电离产生的H+影响，一方面地下水中的HCO3−可促进铊的硫化物沉淀出现解析，另一方面会促使水体中微量Tl(OH)3溶解，从而出现铊质量浓度的上升。反应式见式(1)和式(2)。
Tl2S=2Tl++S2− (1) Tl(OH)3=Tl3++3OH− (2) 为解决此问题，在排查排除其他含铊污染源汇入的情况下，于2月18日紧急在鸡上河南村小桥设置了3#固定式投药点位，并于2月19日零点开始投药处置，以确保进入响水河水库的铊质量浓度小于0.10 µg·L−1。同时，在南村小桥上游100 m和下游1 000 m增设了6#和7#监测断面，以跟踪监测处置效果。图5(c)表明，在2月19日，经2#固定式投药点位处置后，其下游3#监测断面铊质量浓度持续小于0.1 µg·L−1。由于卡斯特地貌影响，4#监测断面依然呈现波动状态，6#监测断面铊质量浓度较高，但是经过3#固定式投药点位对解离出来的铊进行处置后，其下游7#和5#监测断面的铊质量浓度均小于0.1 µg·L−1。这表明卡斯特地貌的影响经采取设置3#固定式投药点位的方法得以消除。
2.5 水库形状对处置时效的影响
水库形状对处置时效的影响见图6。由于响水河水库较狭长且呈不规则形状，其入口、大坝以及全库平均铊质量浓度在空间分布上不均匀。自2月20日起，经3次固定式投药点位处置后，鸡上河进入响水河水库的铊质量浓度持续小于0.10 µg·L−1。至此，响水河水库入口处铊质量浓度实现达标，鸡上河对响水河水库的铊质量浓度不再产生影响。而响水河水库大坝取水口的铊质量浓度连续2 d仍为0.14 µg·L−1。在2月22日，对响水河水库全库9个代表性监测点位开展监测，铊的平均质量浓度为0.10 µg·L−1，已达到集中式生活饮用水地表水源地特定项目的标准限值。然而，由于响水河水库呈狭长型，且其形状极不规则、水动力条件不良，使得水体推移混合及置换速度较慢，故大坝取水口铊质量浓度仍为0.15 µg·L−1。
因响水河水库大坝取水口铊质量浓度降低速度较慢，为进一步加快铊元素从响水河水库的库中向大坝迁移，自2月24日起，采取暂停石坝水库下泄补水，并在响水河水库经低涵全速下泄坝头水体的措施，使得在节约水资源的前提下，加速降低铊质量浓度。这一调整措施实现了加快铊质量浓度降低的目标。此后，库内和大坝铊质量浓度持续下降。截至3月4日20:00，大坝取水口的铊质量浓度为0.10 µg·L−1，首次达标并持续下降。
3. 结论
1)在一定浓度条件下，硫化钠化学沉淀除铊存在极限去除率，需设置至少两级投药处置点位，以确保处置达标。
2)流域污染应急处置要充分考虑河道环境的复杂性，适时采取多点分散式投药方式处置，以消除波动和加快处置进度。
3)在突发水污染事件应急处置前期应充分考虑喀斯特地貌或者其他因素的影响，提前规划多级固定式投药点位，以消除不可预见因素或情况对于处置达标的影响。
4)对于不规则形状或者水动力条件较差的水库，要合理动态调整补水和泄水时序，以节约水资源并缩短处置时间。
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图 1 金属纤维滤料与有机纤维滤料扫描电镜图
Figure 1. Scanning electron microscopy of metal filter and organic fiber filter
图 2 金属纤维滤料与有机纤维滤料结构模型图
Figure 2. Geometric diagram of metal fiber filter and organic fiber filter
图 3 1 μm颗粒对不同滤料的穿透距离云图
Figure 3. Cloud map of the penetration degree of 1 μm dust to different filter media
图 4 不同粒径颗粒对不同滤料的穿透距离
Figure 4. The penetration distance of different particle size dust to different filter media
图 5 不同滤料的颗粒穿透距离与穿透量
Figure 5. Particle penetration distance and penetration amount of different filter media
图 7 喷吹压力对滤袋清灰效果的影响
Figure 7. The influence of injection pressure on filter bag dust cleaning
图 8 喷吹距离对滤袋清灰效果的影响
Figure 8. The influence of blowing distance on filter bag dust cleaning
图 9 喷吹孔径对滤袋清灰效果的影响
Figure 9. The influence of injection aperture on filter bag dust cleaning
图 10 滤袋长度对滤袋清灰效果的影响
Figure 10. The influence of filter bag length on filter bag dust cleaning
图 12 不同脉冲时刻下清灰时滤袋的压力分布特性
Figure 12. Pressure distribution characteristics of filter bags during cleaning at different pulse times
图 13 滤袋沿长度方向壁面峰值压力分布数值模拟结果与物理实验对比
Figure 13. Comparison of the numerical simulation results and physical test of the peak pressure distribution of the wall along the length of the filter bag
图 14 正交实验各评价指标随因素变化曲线图
Figure 14. The curve chart of each evaluation index changing with factors in the orthogonal experiment
图 15 金属滤袋与有机纤维滤袋壁面峰值压力与最大反向加速度测试值对比
Figure 15. Comparison of the peak wall pressure and maximum reverse acceleration test value of metal filter bag and organic fiber filter bag
图 16 压缩空气为0 ℃时不同喷吹时刻下滤袋温度云图与滤袋壁面温度变化曲线
Figure 16. Cloud diagram and the temperature curve of the filter bag wall of filter bag temperature at different injection times when compressed air was 0°C
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