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地下水是自然界水资源的重要组成部分，随着我国社会经济的发展，地下水资源受到不同程度的污染，严重影响地下水利用. 相关调查显示，对我国地下水造成严重污染的因素之一就是砷汞等重金属污染[1 − 2]. 砷是人体非必需元素，元素砷的毒性较低而砷的化合物均有剧毒，三价砷化合物比五价砷化合物毒性更强，且有机砷对人体和生物都有剧毒. 汞以及其化合物都是剧毒的重金属污染物，即使微量的汞也可以污染环境，经食物链进入人体，蓄积在体内引起全身中毒，影响人类健康. 砷、汞是地下水监测中要求必测的两个毒理学指标. 以往砷的测定主要是新银盐分光光度法、原子吸收法、原子荧光法和电感耦合等离子体发射光谱法等. 汞分析方法主要有双硫腙分光光度法、冷原子吸收法、冷原子荧光法和原子荧光法等[3 − 4].
原子荧光法（AFS）具有灵敏度高、共存元素干扰少、方法简单快速等优点，近年来被广泛用于可形成挥发性氢化物元素的测定. 电感耦合等离子体质谱法（ICP-MS）和电感耦合等离子体发射光谱法（ICP-OES）因其操作方便、线性范围宽、可以多元素同时检测以及检出限低等优点，现在已被越来越多的实验室所采用. 因此本文比较了AFS、ICP-MS和ICP-OES三种不同方法检测地下水中的砷和汞，为地下水中砷汞测定提供依据.
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砷标准贮备液：100 μg·mL−1，中国计量科学研究院，批号GBW（E）080117；砷质控溶液：（45.5±3.1）μg·L−1，环境保护部标准样品研究所，批号GSB 07-3171-2014；汞标准贮备液：100 μg·mL−1，中国计量科学研究院，批号GBW（E）080124；汞质控溶液：（5.15±0.42）μg·L−1，环境保护部标准样品研究所，批号GSB 07-3173-2014.
盐酸：ρ（HCl）=1.19 g·mL−1，优级纯；硝酸：ρ（HNO3）=1.42 g·mL−1，优级纯；硫脲+抗坏血酸混合液：称取10.0 g 硫脲和10.0 g 抗坏血酸溶于100 mL 纯水中，搅拌均匀，现用现配；硼氢化钠溶液：称取0.5 g 氢氧化钠溶于100 mL水中，加入2.0 g 硼氢化钠，混匀，临用时现配.
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（1）原子荧光分析仪AFS（BAF-2000，北京宝德仪器有限公司），仪器工作条件见表1.
（2） 电感耦合等离子体质谱仪ICP-MS（7900，美国安捷伦科技有限公司）
仪器开机稳定后，用1.0 μg·L−1铈（Ce）、铊（Tl）、锂（Li）、钇（Y）、钴（Co）调谐溶液，对仪器各个参数进行调谐，使其达到最佳状态. 本次实验仪器工作条件见表2.
（3）电感耦合等离子体发射光谱仪ICP-OES（5110，美国安捷伦科技有限公司）
仪器开机稳定后，使用波长校正液（5 mg·L−1 的Al、As、Ba、Cd、Co、Cr、Cu、Mn、Mo、Ni、Pb、Se、Sr、Zn以及50 mg·L-1 K）对仪器进行检测器校正和波长校正，使其达到最佳状态. 仪器工作条件见表3.
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AFS标准曲线的建立 吸取砷和汞标准溶液，用10%浓盐酸和10%硫脲+抗坏血酸混合液配制砷汞标准系列分别为0.00、2.00、4.00、8.00、16.0、20.0 μg·L−1 和0.00、0.10、0.20、0.40、0.80、1.00 μg·L−1，静置半小时后依次进行标准溶液测定[5].
ICP-MS标准曲线的建立 用5%HNO3配制砷浓度为0.00、0.50、1.00、5.00、10.0、20.0、50.0 μg·L−1，用5% HNO3+100 µg·L−1Au配制汞浓度为0.00、0.20、0.40、0.80、1.60、2.00 μg·L−1的标准系列，分别选取As75和Hg202为质量数，Ge72和Re185为内标，采用蠕动泵管在线加入内标溶液进行测定[6 − 8].
ICP-OES标准曲线的建立 用5%HNO3配制砷浓度为0.00、0.02、0.05、0.20、0.50、1.00、2.00、5.00 μg·mL−1，汞浓度为0.00、0.02、0.05、0.10、0.20、0.50、1.00 μg·mL−1的标准系列，选取As188.980 nm和Hg 194.164 nm为测定波长[9 − 10].
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原子荧光法：按照HJ 694-2014 方法[5]实验步骤进行样品前处理后上机测定. ICP-MS和ICP-OES法：将待测水样经水系0.45 μm 滤膜过滤, 去除水样中有机物及大颗粒物质的干扰，过滤后加入纯硝酸酸化，使样品中硝酸的浓度为1%（pH<2），即可上机检测.
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砷汞的3种不同检测方法的线性回归方程见表4. 按照环境监测分析方法标准制修订技术导则（HJ 168-2020）要求[11]，对浓度值为估计方法检出限值2—5倍的样品进行7次平行测定，计算检出限见表4. 结果表明，砷汞的3种不同测试方法在一定的浓度范围内线性良好，相关系数均在0.999以上. AFS和ICP-MS法砷和汞的检出限都低于相关水质标准检出限[5 − 6,8]以及《地下水质量标准》[12]规定的Ⅰ类水限值，完全能够满足地下水测试要求. ICP-OES法砷汞检出限远远高于《地下水质量标准》中的Ⅰ类水限值，可用于受到污染的地下水检测.
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为了研究不同测试方法的准确度，进行加标回收率实验. 取同一地下水样品，加入不同浓度的砷汞标准溶液. 每个样品重复测定2次后取平均值，结果可以看出，AFS法砷回收率在82.6%—90.4%之间，汞回收率在96.0%—100%之间；ICP-MS法砷回收率在97.4%—99.6%之间，汞回收率在96.0%—102%之间；ICP-OES法砷回收率在101%—104%之间，汞回收率在99.5%—106%之间， 3 种方法的加标回收率完全满足测试要求。
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分别用3种测试方法对砷汞有证标准样品平行测定3次. 由于汞的质控样浓度比较低，ICP-OES未做汞质控样的测试工作. 由表5可以看出，质控测定结果均在理论值范围内，说明3种方法有很好的准确性，分析数据结果可靠.
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利用不同测试方法对同一地下水样连续进样6次测定，计算其相对标准偏差（RSD），得到不同测试方法的精密度. 可以看出，AFS法相对标准偏差砷为0.51%，汞为4.15%；ICP-MS法相对标准偏差砷为0.56%，汞为4.96%；ICP-OES法相对标准偏差砷为1.47%，汞为3.92%（加标地下水水样）. 3种测试方法的精密度较好，都符合地下水分析方法的测试要求.
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地下水中砷汞的3种不同测试方法（AFS、ICP-MS、ICP-OES）在一定的浓度范围内标准曲线线性良好，相关系数均在0.999以上. 加标回收率和精密度较好，质控测定结果均在理论值范围内，说明3种方法有很好的准确性和稳定性，分析数据结果可靠. AFS和ICP-MS法砷检出限分别为0.10 μg·L−1和0.02 μg·L−1，汞检出限分别为0.03 μg·L−1和0.05 μg·L−1，都远低于相关水质标准检出限以及《地下水质量标准》规定的Ⅰ类水限值，完全能够满足地下水测试要求. 而ICP-OES法砷汞的检出限比较高，分别为20 μg·L−1和9.36 μg·L−1，可用于受到污染的地下水样品检测.
地下水中砷和汞的不同测试方法
Study on different test methods of arsenic and mercury in groundwater
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摘要: 本文研究了原子荧光法（AFS）、电感耦合等离子体质谱法（ICP-MS）和电感耦合等离子体发射光谱法（ICP-OES）等3种不同方法检测地下水中的砷和汞. 结果表明，地下水中砷汞的3种测试方法在一定的浓度范围内标准曲线线性良好，相关系数均在0.999以上，加标回收率和精密度较好，质控测定结果均在理论值范围内，说明3种方法有很好的准确性和稳定性，分析数据结果可靠. AFS和ICP-MS砷检出限分别为0.10 μg·L−1和0.02 μg·L−1，汞检出限分别为0.03 μg·L−1和0.05 μg·L−1，都远低于相关水质标准检出限以及《地下水质量标准》规定的Ⅰ类水限值，完全能够满足地下水测试要求. 而ICP-OES砷和汞的检出限分别为20 μg·L−1和9.36 μg·L−1，可用于受到污染的地下水样品检测.Abstract: The determination of arsenic and mercury in groundwater by AFS, ICP-MS and ICP-OES was studied in this paper. The results show that the standard curves of the three testing methods are linear in a certain concentration range, and the correlation coefficients are all above 0.999. The recovery and precision are good, and the quality control results are all within the theoretical range, indicating that the three methods have good accuracy and stability, and the analytical data are reliable. The limits of arsenic detection by AFS and ICP-MS are 0.10 μg·L−1 and 0.02 μg·L−1, respectively, and the limits of mercury detection are 0.03 μg·L−1 and 0.05 μg·L−1, respectively, which are far below the limits of relevant water quality standards and the limits of Class I water stipulated in Groundwater Quality Standards, and can satisfy the requirements of groundwater testing. The detection limits of arsenic and mercury by ICP-OES method are 20 μg·L−1 and 9.36 μg·L−1, respectively, can be used for the detection of contaminated groundwater samples.
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近年来，袋式除尘器可实现对超细微颗粒的高效处理，且具有运行稳定、造价低廉等优点，已被广泛应用[1]。然而，袋式除尘器体积庞大，占用空间较大[2]。滤筒除尘器是袋式除尘器的一种，具有过滤比表面积更大、阻力低、占地空间更小、安装便捷、易于检修等优点。近年来，通过设计优化和过滤材料更新，滤筒除尘器的处理含尘气量有了巨幅提升，其应用更广泛，在经济性和过滤效率方面都超越了传统袋式除尘器。目前，大部分相关研究集中在立式滤筒除尘器和滤筒清灰方面，而对卧式滤筒除尘器的研究较少。胡家雷等[3]在对滤筒进行脉冲清灰时发现喷嘴长度和喷嘴收缩角对清灰均匀性有显著影响。郗元等[4]运用CFD软件模拟了不同结构滤筒对除尘器内部流场的分布影响，为提高除尘效率，建议选用矩形或圆柱滤筒作为滤芯。刘侹楠[5]模拟了不同进气方式的卧式滤筒除尘器，并添加不同形式导流板进行优化设计，最终使内部流场达到设计标准。袁娜等[6]探究了不同角度挡板对卧式滤筒除尘器内部流场的影响，发现挡板角度为165°~170°时，气流能达到均匀的标准。
卧式滤筒除尘器为立式滤筒除尘器的改进设计，可应用于空间高度受限场所。当含尘气流从除尘器顶部入口进入后，较大粉尘颗粒在重力作用下顺沿气流方向或碰撞到壁面后沉降至灰斗，细微粉尘颗粒则随气流通过滤筒时被拦截在滤筒表面。在过滤过程中，除尘器内部结构对气流组织有着重要作用[5]。因为各除尘器结构不同，导致其内部流场也差别较大，而通过实验来优化除尘器设计不仅耗费时间，且效果不尽人意。运用相关软件进行数值模拟，可直观测得除尘器内部流场特征，且节省时间并降低投资成本[7]。因此，近年来该方法已得到广泛应用。
本研究运用Fluent等软件对现有卧式滤筒除尘器进行数值模拟，探索在不同类型挡板和导流板下除尘器内部的气流组织情况，以期获得最优流场状态，进而为除尘器的结构优化提供参考。
1. 数值模拟
1.1 模型建立与网格划分
本研究采用的卧式滤筒除尘器由箱体、脉冲清灰系统和滤筒组成。在不影响模拟结果准确性的前提下，取消清灰系统并将滤筒简化为圆柱形[8]。运用ANSYS进行建模，建立如图1所示的4个侧进气卧式滤筒除尘器模型。这4个模型主体尺寸相同，长1 687 mm，宽2 000 mm，高3 330 mm。除尘器内有6个滤筒，其规格为φ360 mm×1 000 mm。滤筒间距为260 mm，两侧距壁面200 mm，上下2层滤筒间隔332 mm。除尘器A为常规卧式滤筒除尘器。除尘器B、C、D在入口处添加了导流板和各类型挡板。其中，3种除尘器的导流板相同，各挡板位于滤筒正上方相同位置，在y方向上投影面积相同。
图2(a)为导流板形状。除尘器中的挡板尺寸如图2(b)~(d)所示。挡板α尺寸为700 mm×1 700 mm；挡板β的夹角为140°，单块的尺寸为700 mm×980 mm；挡板γ由6块小挡板组成，各夹角为140°，单块尺寸为700 mm×210 mm，挡板间距为225 mm。使用Gambit划分网格，采用结构化与非结构化相结合的形式进行网格划分。为提高模拟结果的合理性，对进出口、导流板、挡板、滤筒区域网格进行了加密，并对网格独立性进行了验证，最终选取网格数约381×104的模型进行模拟。
1.2 边界条件设置与求解计算
利用Fluent 18.0软件模拟卧式滤筒除尘器内部流场。入口设为velocity-inlet，速度10 m·s−1；出口设为outflow，滤料厚度为2 mm。滤筒模型边界设为porous-jump，渗透率为6.418×10−12 m2，压力跃阶系数C2取0。其余边界条件如导流板、挡板、净气室、进出口壁面均设置为壁面。气体设为常温常压不可压缩流体[9]。使用压力基稳态求解、湍流模型为k-ε 双方程模型，压力-速度耦合方式为SIMPLE。数值模拟中的连续性方程与动量守恒方程为式(1)和式(2)[10]。
∂(ui)∂xi=0 (1) ∂∂xi(ρuiuj)=−∂p∂xi+∂∂xj(μeff(∂ui∂xj+∂uj∂xi))+ρgi (2) 式中：p为静压；μeff为有效粘度系数；gi为重力加速度分量。
湍流模型采用标准 k—ε模型。湍动能方程与湍动耗散率方程见式(3)~(4)。
∂(ρkui)∂xi=∂[(μ+μσk)∂k∂xj]∂xj+Gk−ρε (3) ∂(ρεui)∂xi=∂[(μ+μtσε)∂ε∂xj]∂xj+C1εεkGk−C2ερε2k (4) 式中：C1ε、C2ε为常量；Gk是由于平均速度梯度引起的湍动能k的产生项；σk 和 σε 是k方程和ε方程的湍流Prandtl数。
滤筒为多孔介质阶跃模型(porous-jump model)，压降方程见式(5)。
Δp=−(μαv+12C2ρv2)Δm (5) 式中：α为渗透率；C2为内部阻力系数；Δm 为滤筒厚度。由于过滤风速低，滤筒厚度为2 mm，故忽略第二项内部阻力[10]。
2. 模拟结果与分析
2.1 除尘器内部流场分析
图3为常规滤筒除尘器入口处气流速度矢量俯视图，以及添加导流板、挡板后的局部气流速度矢量图。由于该卧式滤筒除尘器滤筒放置位置较为特殊，特选取如图4(a)~(d)所示x=1 236 mm处平面，以及与图5(a)~(d)所示垂直滤筒上方100 mm处截面速度云图来分析其内部流场情况。从图3(a)中气流速度矢量图可观察到，当入射气流进入除尘器A中，因无导流板作用直接撞击内部墙体，导致气流方向改变，部分气流在除尘器顶部形成涡流使除尘器四周壁面流速较快，平均速度为7.25 m·s−1(见图4(a))。图5(a)中除尘器A壁面流速同样过高，与图4(a)情况相符，滤筒顶部气流达8.60 m·s−1。这是由于另一部分入射气流方向改变后，直接顺沿壁面向下运动抵达滤筒顶部，动能较高。综合图3(a)、图4(a)、图5(a)可发现，除尘器A中内部流场较为紊乱，上层滤筒间隙风速过快，平均风速为5.63 m·s−1。风速过快会导致二次扬尘，且滤筒局部风速不均。长期在此条件下运行，部分滤筒会率先破损和堵塞，从而影响除尘效果。
图 3 除尘器入口处速度矢量图Figure 3. Vector diagram of velocity at the entrance of dust collector
图 5 滤筒上方100 mm处截面速度云图Figure 5. Cloud map of cross-sectional velocity at 100 mm above the filter cartridge改善除尘器内部流场均匀性的方法主要是增加功能各异的挡板与导流板，并通过阻挡、分流等功能，使气体的流动规律被强制改变[11]。图3(b)为除尘器安装导流板与挡板后的局部速度矢量图。由图3(b)可知，气流从入口进入除尘器经导流板与挡板作用后，方向发生了改变，并观测到无高速气流直接冲刷除尘器的主体结构。由于导流板的存在，除尘器B、C、D顶部当涡流消失。除尘器B、C、D在x=1 236 mm处平面的速度云图见图4(b)~(d)。由图5可知，加入各类型挡板后，壁面风速有所降低。挡板下方的气流速度存在明显的跳跃边界，滤筒间隙风速较除尘器A降低，内部流场在挡板作用下更加均匀。
如图4(b)与图5(b)所示，除尘器B在挡板α作用下，仅1号、3号滤筒两外侧附近流速较高。这是因入口气流撞击挡板后沿四周扩散导致，平均速度约为6.80 m·s−1，剩余区域滤筒间隙风速约为3.50 m·s−1。图4(c)与图5(c)为除尘器C在挡板β作用下的速度云图，整体效果与挡板α相似，但1号、3号滤筒外侧附近流速较高部分减少，滤筒底部出现较大范围的流速过快区域。其原因是：挡板β存在一定的倾斜角度，当入射气流经过导流板抵达挡板β，动能损失较挡板α小，部分气流沿倾斜角度运动导致滤筒底部风速较快，平均风速约为6.50 m·s−1，其余部分滤筒间隙风速约为3.20 m·s−1。除尘器D在分离式挡板γ作用下的速度云图如图4(d)与图5(d)所示。因为挡板γ由6块小挡板组成，流速较快区域出现在中间挡板两侧，除尘器壁面风速过高情况消失。由图5(d)可知，除尘器D内部的流场气流组织较为均匀，整体变化幅度不大，滤筒间隙平均风速约为3.40 m·s−1。对于滤筒除尘器而言，在合理范围内提高流场速度有利于提高除尘器的工作效率。
2.2 滤筒表面的风速
滤筒是除尘器工作的最核心部件。由于无法直接测出过滤风速，在其他条件不变的情况下，滤筒表面风速与过滤速度呈线性相关，通过Fluent软件观测各部位流速特征，可分析滤筒内的过滤情况。在本除尘器中，到达滤筒区域的速度方向主要为竖直方向。滤筒磨损程度主要与该方向速度有关，速度越大，滤筒正面受冲击就越严重[12]。根据能量守恒原理，滤筒表面速度分布不均，会导致滤筒各部位内外压差偏大。另外，在实际运行中，速度较快部位的粉尘层会越积越密，使得滤筒内外压差进一步变大，进而造成粉尘颗粒被挤压至滤筒中，导致颗粒逃逸，分离效率下降，最终出现破洞。图6(a)~(d)分别为卧式滤筒除尘器A、B、C、D滤筒部分的表面风速云图。
由图6(a)可发现，除尘器A为常规卧式滤筒除尘器，无导流、阻流措施，气体进入除尘器撞击墙体后四处逸散，导致上层滤筒表面风速较为紊乱。2号滤筒表面风速较快，大部分区域在3.10 m·s−1。1号、2号、3号滤筒首尾两端最高速度达6.30 m·s−1。由于气流进入除尘器后，气体方向改变，部分气流顺沿壁面到达滤筒顶部，使得气流速度较高。然而，入口喇叭管存在一个向下倾斜的角度，气流沿管道向下运动以较高的速度冲击滤筒末端，导致流速过快。除尘器A中，上层滤筒首尾两端和2号滤筒受冲击程度严重，压力分布不均，长期如此会导致这些部位破损[13]。图6(b)表明，在除尘器B入口设置导流板和挡板α后，射流现象消失，气流经导流板撞击挡板后向四周扩散，导致上层滤筒外侧与末端风速较高，约为4.50 m·s−1。其余区域速度为1.28 ~2.80 m·s−1，较除尘器A的情况有所优化。如图6(c)所示，除尘器C在添加导流板和挡板β后，上层滤筒底部表面风速过高，最高流速达7.50 m·s−1，效果较差。这与较大挡板夹角在165°~170°时，能更好地使除尘器内部气流组织达到均匀相符[6]。图6(d)表示除尘器D在导流板和分离式挡板γ综合作用下的滤筒表面风速情况，其整体均匀，1号、3号滤筒顶部内侧风速为2.40 m·s−1，底部风速约为3.10 m·s−1，其他滤筒区域表面速度为1.13~2.26 m·s−1。综合除尘器A、B、C、D平面速度云图与滤筒表面速度可知，分离式挡板γ能较好地优化侧进气卧式滤筒除尘器内部气流组织。
2.3 滤筒中流量分配的均匀性
利用Fluent设置监控面，对滤筒流量进行了统计。除尘器滤筒流量分配不均匀，会使滤筒处理气量达不到设计值。因此，研究除尘器各滤筒流量均匀性对除尘器高效运行具有重要意义[14]。为更好地定量分析除尘器流场分布状态，引入流量分配系数Ki、流量分配差值ΔK、综合流量不均幅值ΔKζ，分别对应方程式(6)~(8)。
Ki=QiQm(i=1,2,3,⋯,n) (6) ΔK=Kimax−Kimin (7) ΔKζ=∑(|Ki−1|N) (8) 式中：Qi 为单滤筒实际处理气量，m3·s−1；Qm 为滤筒平均处理气量，m3·s−1；n是模型中所选取的滤筒总数[15]。Ki max，Ki min 分别为单滤筒最大及最小流量分配系数。其中，Ki 一般在1.0左右浮动；在实际工况中ΔK ≠0，一般ΔK 为±15%之内。ΔK 越趋向0，代表各滤筒过滤越平均效果越好，可默认各滤筒气量均匀分配[16]。而综合流量不均幅值ΔKζ 是指实际流量分配系数与理想流量分配系数的平均值。此参数综合考虑了各个滤筒的流量偏差[15]，评价比较全面。综上所述，对于滤筒处理气量，要使Ki趋向1.0，ΔK趋向0。
图7为除尘器A、B、C、D各滤筒的流量分配系数Ki。图7表明，除尘器D各滤筒流量分配最为均匀，上下滤筒处理风量差异较小，流量分配系数Ki 基本在1.0附近波动。由表1可知，除尘器D滤筒在导流板和分离式挡板γ作用下，流量分配差值ΔK 仅为18.5%，综合流量不均幅值ΔKζ 为7.7%，最大正负偏差变化也最小，故可默认在该模型下滤筒气流分配均匀。除尘器A与除尘器C的流量分配系数Ki 总体趋势是一致的，但上层滤筒处理风量明显高于下层滤筒，流量分配差值ΔK均超过±15%，分别为32.7%与33.3%。由此可知，在除尘器A、C中，各滤筒并未充分发挥作用，这不符合滤筒气量均匀分配的标准。此外，上层滤筒流量较大，会加大滤筒的负荷，影响除尘器使用寿命。图7还表明，除尘器B中2号滤筒处理气量明显小于1号、3号滤筒。这是由于受挡板α的影响，气流冲击挡板后方向发生改变，导致1号、3号滤筒外侧气流速度较高，而2号滤筒处于挡板正下方，处理气量明显偏少。综合分析滤筒表面速度云图和各滤筒流量分配情况后发现，滤筒表面风速对其流量分配系数影响较大[6]。在合理条件下，通常滤筒表面风速越低、变化越小，则各滤筒间流量越均匀，更有利于发挥滤筒的过滤功能。
图 7 除尘器滤筒流量分配系数Figure 7. Flow distribution coefficients of filter cartridge of dust collector表 1 除尘器流量分配结果Table 1. Flow distributions of the dust collector除尘器种类 流量分配差值 最大正偏差 最大负偏差 综合流量不均幅值 除尘器A 32.7% 16.5% −14.2% 13.3% 除尘器B 30.0% 18.5% −11.5% 10.6% 除尘器C 33.3% 16.5% −14.8% 14.2% 除尘器D 18.5% 9.9% −8.6% 7.7% | Show Table
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2.4 除尘器的压降问题分析
除尘器的压降由多种因素导致，而压力损失是衡量除尘器运行成本的关键因素。压力损失大表明除尘器运行成本高，且影响除尘器的清灰周期及设备寿命。在入口管道处添加导流板和挡板后会使除尘器内部结构发生改变，相应的局部阻力也发生变化。这是因为边界改变区域会出现漩涡区和速度重新分布，使得局部阻力增大。同时，这些结构会加大流体之间，以及流体与除尘器之间的接触，使得摩擦阻力增加[17]。通常情况下，局部阻力影响较大。
当风速一定时，除尘器的静压主要由其内部结构决定[18-20]，可分析静压以较好地说明压降的状况。本除尘器为负压系统。以除尘器B为例，在入口、进风管道、导流板、挡板、滤筒、出口等位置设置12个有代表性的静压测点(见图8(a))。图8(b)为除尘器A、B、C、D分别在这些监测点的压力变化趋势。由图8(b)可知，4种除尘器压降变化趋势一致。除尘器A作为常规卧式滤筒除尘器，其压降变化最小；除尘器B、C、D在加入导流板和各种挡板后运行阻力增加，但变化幅度都较小。这说明添加导流板与挡板α、β、γ后，除尘器静压损失方面控制较好，并未使运行成本大幅增加，符合节能环保的要求。其中，安装了分离式挡板γ的除尘器D压力损失表现最好。
图 8 除尘器B中不同监测点的静压变化Figure 8. Changes of static pressure at different monitoring points in dust collector B3. 结论及建议
1）运用Fluent等软件对常见的侧进气卧式滤筒除尘器进行CFD模拟，发现传统的卧式滤筒除尘器内部流场较为紊乱，易造成二次扬尘问题，滤筒气量分配不均，局部滤筒过早出现破损，可导致除尘器寿命衰减。
2）对卧式滤筒除尘器内部进行优化，在入口添加导流板及不同类型的挡板，综合分析内部流场、滤筒表面风速、除尘器压降、滤筒流量分配均匀性等因素后可看出，添加了导流板与分离式挡板γ的除尘器D的除尘效果最优。
3）除尘器内部结构对其流场状态起决定性作用。预先对除尘器进行气流组织模拟，得到最优的结构参数，可指导现实的工程设计。后续研究可重点关注模拟和实验测试的过滤效率及能耗等。
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表 1 AFS仪器工作条件
Table 1. The instrument parameter of AFS
设定值 设定值 主阴极电流 砷 40 mA 辅阴极电流 砷 40 mA 汞 30 mA 汞 0 mA 负高压 280 V 炉温 200℃ 载气流量 400 mL·min−1 屏蔽气流量 800 mL·min−1 炉高 8 mm 读数时间 20 s
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表 2 ICP-MS 仪器工作条件
Table 2. The instrument parameter of ICP-MS
设定值 设定值 氦气流量 4.5 mL·min−1 采样深度 8 mm 射频功率 1550 W 雾化室温度 2 ℃ 载气流量 1.06 L·min−1 蠕动泵速 0.1 r·min−1 扫描次数 3 采集时间 30 s
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表 3 ICP-OES仪器工作条件
Table 3. The instrument parameter of ICP-OES
设定值/（ mL·min−1） 设定值 雾化器流量 0.70 RF功率 1.20 kW 等离子体流量 12.0 观察方式 轴向 辅助气流量 1.00 观察高度 8 mm 补偿气流量 0.00 泵速 12 r·min−1
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表 4 线性回归方程和检出限（μg·L−1）
Table 4. The equation of linear regression and the detection limit（μg·L−1）
测试方法 元素 线性回归方程 相关系数 检出限 水质标准检出限 《地下水质量标准》Ⅰ类水限值 AFS 砷 Y=156.718C+1.961 0.9999 0.10 0.3 1 汞 Y=1407.700C+1.454 0.9999 0.03 0.04 0.1 ICP-MS 砷 Y=0.0132C+3.1724×10−5 1.0000 0.02 1.15 1 汞 Y=5.5152×10−4C+4.2589×10−4 0.9995 0.05 0.07 0.1 ICP-OES 砷 Y=1638.7579C+1.9756 0.9999 20 200 1 汞 Y=4458.2790C+40.4738 0.9994 9.36 — 0.1
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表 5 不同测试方法对砷汞质控样品测试结果
Table 5. The results of As and Hg quality control samples by different test methods
砷测定值/（μg·L−1）（GSB 07-3171-2014 200447） 汞测定值/（μg·L−1）（GSB 07-3173-2014 202045） 原子荧光法 43.0 5.51 43.7 5.47 43.5 5.50 ICP-MS 45.7 5.37 44.8 5.30 46.1 5.17 ICP-OES 44.0 — 42.8 — 43.5 — 质控样品理论值 45.5±3.1 5.15±0.42 “—”未检测
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[1] 王潇, 宋利辉, 王文军. 水文地质勘察中地下水重金属污染成因及治理[J]. 中国资源综合利用, 2019, 37(11): 128-129,132. [2] 黄敬东. 浅谈地下水主要污染及防治措施[J]. 广东化工, 2019, 46(7): 179-180. [3] 水和废水监测分析方法(第四版 增补版). 北京: 中国环境出版社, 2012. [4] 徐朝秀. 原子荧光光谱法测定地表水中的砷、汞、硒[J]. 化工设计通讯, 2023, 49(7): 190-192. [5] 中华人民共和国环境保护部. 水质 汞、砷、硒、铋和锑的测定 原子荧光法: HJ 694—2014[S]. 北京: 中国环境科学出版社, 2014. [6] 中华人民共和国环境保护部. 水质 65种元素的测定 电感耦合等离子体质谱法: HJ 700—2014[S]. 北京: 中国环境科学出版社, 2014. [7] 郝伟, 李丽, 王蕴平, 等. 电感耦合等离子体质谱检测水中的汞[J]. 环境化学, 2020, 39(6): 1726-1728. [8] GB/T 5750.6—2023. 生活饮用水标准检验方法金属指标[S]. [9] 中华人民共和国环境保护部. 水质 32种元素的测定 电感耦合等离子体发射光谱法: HJ 776—2015[S]. 北京: 中国环境科学出版社, 2016. [10] 陈金忠, 陈凤玲, 丁振瑞, 等. 电感耦合等离子体原子发射光谱法测定自来水中铜、汞和铅[J]. 理化检验-化学分册, 2011, 47(4): 417-418,421. [11] 中华人民共和国生态环境部. 环境监测 分析方法标准制修订技术导则: HJ 168—2020[S]. 北京: 中国环境出版社, 2020. [12] 国家质量监督检验检疫总局, 中国国家标准化管理委员会. 地下水质量标准: GB/T 14848—2017[S]. 北京: 中国标准出版社, 2017. -
