凡鳳仙+張斯宏+白鵬博+胡曉紅

摘 要： 聲凝并機理單獨作用對于粒徑細微的PM2.5脫除效率有限，并且提高顆粒聲凝并脫除效率需要以高能耗為代價.為經(jīng)濟、高效地控制PM2.5的排放，聲凝并與其他機制聯(lián)合作用下PM2.5脫除技術得到發(fā)展.介紹了聲凝并與其他機制（如電場、外加顆粒、蒸汽、湍流射流、離心力）聯(lián)合作用下PM2.5凝并脫除技術的理論依據(jù)、研究現(xiàn)狀、存在的問題.基于此，指出今后對基于聲凝并的聯(lián)合作用下PM2.5脫除技術的研究重點和方向.

關鍵詞： PM2.5； 聲凝并； 聯(lián)合作用； 顆粒脫除

中圖分類號： TX 513 文獻標志碼： A

Abstract： The removal efficiency of PM2.5 is limited under the single mechanism of acoustic agglomeration.Moreover，high energy consumption is necessary to improve the particle removal efficiency.To control the emission of PM2.5 economically and efficiently，the techniques of combined effects of acoustic agglomeration with other mechanisms for PM2.5 removal have been developed.The theoretical foundations，research status，and the existing problems of PM2.5 removal under the combined effects of acoustic agglomeration and other mechanisms，such as electric field，seed particles，water vapor，turbulent jet flow and centrifugal force are introduced.Based on this，the emphases and direction of future research on acoustic agglomerationbased PM2.5 removal techniques combined with other effects are proposed.

Keywords： PM2.5； acoustic agglomeration； combined effect； particle removal

PM2.5嚴重影響大氣環(huán)境，是我國大中城市頻繁出現(xiàn)霧霾天氣的主要原因，給居民生活、生產(chǎn)和身體健康帶來威脅[1-2].對PM2.5的排放進行控制勢在必行[3]，燃燒源PM2.5脫除技術應運而生[4-10].聲凝并脫除技術是一種重要的PM2.5排放控制措施.然而，聲凝并機制單獨作用對于粒徑細微的PM2.5脫除效率有限，并且對于特定粒徑分布的PM2.5，要提高聲凝并效果，最直接的方法是改變聲場條件，如提高聲壓級、延長停留時間和調(diào)節(jié)頻率[11].需要注意的是，提高聲壓級將使得能耗快速增加，延長聲場作用時間對聲凝并的作用效果有限，聲場頻率的調(diào)節(jié)范圍受到聲源條件的限制[12-16].為了在低能耗下有效提高聲凝并效果，一些學者開展了聲凝并與其他機制聯(lián)合作用下PM2.5脫除技術的研究，先后發(fā)展出聲場與電場[17-18]、聲場與外加顆粒[19-23]、聲場與蒸汽[24-28]、聲場與湍流射流[29-30]以及聲場與離心力[31]聯(lián)合作用下PM2.5凝并脫除技術.本文將對聯(lián)合作用下PM2.5脫除技術的研究現(xiàn)狀進行全面總結，指出這些技術存在的問題，進而對今后聲凝并與其他機制聯(lián)合作用下PM2.5脫除技術的研究重點和方向進行展望.

1 聲凝并與其他機制聯(lián)合作用下PM2.5脫除技術研究現(xiàn)狀

1.1 聲場與電場聯(lián)合作用

圖1給出了管式凝并室內(nèi)聲場與電場聯(lián)合作用下顆粒凝并示意圖，電暈極置于管中心，聲場沿管軸線方向傳播.未施加電場時，隨著聲凝并的進行和顆粒團聚體的形成，顆粒數(shù)目濃度降低，顆粒間距增大，顆粒間相互作用減弱.引入電場后，顆粒在電場力的作用下向集塵極運動，進一步發(fā)生凝并；同時，顆粒聲凝并而形成的團聚體表面積更大，更易于荷電，飽和荷電量也更大，更有利于在電場力作用下向集塵極運動而被捕集.

1992年，Magill等[17]利用21 kHz的駐波聲場與60 kV的電場聯(lián)合作用對數(shù)目濃度峰值粒徑為0.8 μm的甘油氣溶膠進行凝并實驗，結果顯示，聯(lián)合作用下顆粒數(shù)目濃度由2.5×105 cm-3降至1.6×104 cm-3；而聲場單獨作用時，僅降至1.6×105 cm-3.2015年，Chen等[18]利用聲壓級為130～148 dB、頻率為0.8～2.4 kHz的行波聲場與8～12 kV的電場聯(lián)合作用脫除燃煤PM2.5，結果表明，聲壓級為130 dB、頻率為0.8 kHz、電壓為12 kV時，PM2.5脫除效率可達90%；在電壓一定時，存在使PM2.5脫除效率最大的最佳聲壓級和頻率，并且隨著電壓的增加，最佳聲壓級下降，最佳頻率上升；延長停留時間有利于聯(lián)合作用下PM2.5的脫除，但當PM2.5初始顆粒數(shù)目濃度高時，停留時間不宜過長.

靜電除塵器因除塵效率高、適應范圍廣、使用方便、無二次污染等優(yōu)點，在電力行業(yè)除塵領域占據(jù)主流地位，然而在PM2.5排放控制上靜電除塵器面臨嚴峻的挑戰(zhàn).對聲場與電場的聯(lián)合作用下PM2.5凝并脫除技術進行研究，深層次解析聲場和電場的耦合機制，探求聲場和電場的參數(shù)配置對能耗和PM2.5凝并脫除效率的影響，對于燃燒源PM2.5的低成本、高效脫除具有重要意義.endprint

1.2 聲場與外加顆粒聯(lián)合作用

顆粒在聲場中的夾帶運動是聲凝并發(fā)生的重要基礎和前提，粒徑小、慣性小的顆粒被完全夾帶，而粒徑大、慣性大的顆粒幾乎不被夾帶，不同粒徑的顆粒間產(chǎn)生相對運動，從而發(fā)生碰撞凝并.基于這一原理，若添加粒徑較大的顆粒，則有望起到增強顆粒碰撞幾率，進而提高顆粒凝并效果的作用.

1993年，Hoffmann等[19]為實現(xiàn)高溫煙氣中細顆粒與SO2的協(xié)同脫除，使用聲壓級為160 dB、頻率為44 Hz的聲場對噴有石灰石顆粒（平均粒徑為88 μm）的高溫煙氣（煙溫為550 ℃，含飛灰平均粒徑為5 μm）進行預處理，發(fā)現(xiàn)添加石灰石顆粒能夠提高飛灰的聲凝并效果.2007年，趙兵等[20]采用粒徑為15 μm、密度為1 100 kg·m-3的聚甲基丙烯酸甲酯（PMMA）顆粒作為外加顆粒進行了燃煤PM2.5聲凝并脫除實驗，發(fā)現(xiàn)聯(lián)合作用下PM2.5顆粒數(shù)目脫除效率最高達到82%，比聲場單獨作用時提高了12%.2009年，陳厚濤等[21]進行了駐波聲場與霧化水滴（平均粒徑為22.1 μm、數(shù)目濃度約為2×104 cm-3）聯(lián)合作用下燃煤PM2.5聲凝并實驗研究，發(fā)現(xiàn)在聲壓級為158.5 dB時，顆粒數(shù)目脫除效率可達68.1%，比聲場單獨作用時提高了21%.2011年，Wang等[22]通過實驗研究發(fā)現(xiàn)添加石灰石顆粒（體積平均粒徑為144.926 μm）后，在行波聲場（聲壓級為145 dB、頻率為1.4 kHz）中燃煤飛灰（取自靜電除塵器，數(shù)目濃度峰值粒徑為2 μm）的顆粒數(shù)目脫除效率為51.58%，比聲場單獨作用時提高了17.21%，且外加顆粒的作用效果與添加量有關.2014年，顏金培等[23]對2 kHz的駐波聲場和潤濕劑溶液滴（粒徑約為20 μm、數(shù)目濃度約為2×103 cm-3）聯(lián)合作用下燃煤PM2.5的凝并脫除進行實驗研究，當聲壓級為130 dB時，聲場與溶液滴聯(lián)合作用下PM2.5的脫除效率比聲場單獨作用時提高了20%以上.

添加粒徑較大的顆粒能夠增強聲凝并效果，但是不同類型的顆粒作用效果不同，同一類型顆粒的作用效果受到粒徑和添加量的影響.表1對已有研究中外加顆粒的類型和優(yōu)缺點進行了總結.

1.3 聲場與蒸汽聯(lián)合作用

在蒸汽含量高的含濕氣氛中，顆粒之間存在液橋力.作為短程作用力，液橋力的數(shù)量級遠大于范德華力和靜電力，是顆粒發(fā)生碰撞后凝并形成顆粒團聚體的原因.在液橋力作用下，顆粒團聚體更加結實，不易破碎，而且團聚體之間還能繼續(xù)相互架橋形成更大的團聚體[32].液橋力作用下顆粒的凝并過程如圖2所示.此外，當蒸汽含量達到飽和含濕量時，通過降低煙氣溫度，促使蒸汽在顆粒表面發(fā)生異質(zhì)核化凝結，能夠使PM2.5在數(shù)秒時間內(nèi)成長為粒徑較大的含塵液滴，起到增大顆粒粒徑的作用[33-39]，從而提高聲凝并效果.圖3為蒸汽在顆粒表面的凝結過程.基于以上兩方面原因，聲場與蒸汽聯(lián)合作用脫除PM2.5的研究受到關注.

2000年，de Sarabia等[24]采用聲壓級為150 dB、頻率為20 kHz的駐波聲場控制柴油機尾氣中的亞微米顆粒（0.02～0.7 μm），發(fā)現(xiàn)增濕后亞微米顆粒的脫除效率提高，在聲波頻率分別為10 kHz和20 kHz條件下，6%的相對濕度就能使顆粒排放量降低分別降低8%和56%.2011年，楊振楠等[25]對燃煤飛灰在駐波聲場（聲壓級為120 dB、頻率為1 416 Hz）中的凝并脫除進行實驗研究，結果發(fā)現(xiàn)：當相對濕度為20%～60%時，顆粒的質(zhì)量脫除效率隨相對濕度的增加先增大后減小；當相對濕度為42%時，質(zhì)量脫除效率最高，為28%.2014年，賈肖寧等[40]提出利用聲場與汽車水箱中多余蒸汽聯(lián)合作用脫除汽車尾氣中的顆粒的設計方案，并結合已有文獻中的實驗數(shù)據(jù)對該設計方案的作用效果進行預測，預計結果為該方案對汽車尾氣中PM2.5的清除效率可達50%以上.2015年，馬德剛等[41]的實驗研究也表明，聲場與蒸汽聯(lián)合作用能夠有效提高燃煤PM2.5的凝并脫除效率，在蒸汽含量達到飽和的條件下，聲壓級為134 dB時PM2.5的質(zhì)量脫除效率可達40%以上.但是，楊振楠等[25]與馬德剛等[41]的實驗結果均顯示，蒸汽的添加量存在最佳值，當超過最佳值時，顆粒的質(zhì)量脫除效率反而下降.楊振楠等[25]認為這是由于添加蒸汽達到一定量時，顆粒間已相互緊貼，無法再繼續(xù)靠近，此時如果繼續(xù)添加蒸汽，液橋力的作用效果不變，范德華力則表現(xiàn)為斥力，從而顆粒團聚體易發(fā)生破碎.在聲場與過飽和蒸汽聯(lián)合作用方面，顏金培等[26-28]的研究發(fā)現(xiàn)，150 dB的聲場單獨作用下，PM2.5的分級脫除效率為10%～23%；與蒸汽聯(lián)合作用下，飽和度為1.2時，由于蒸汽在PM2.5表面發(fā)生蒸汽相變凝結，形成粒徑較大的含塵液滴，促進了聲凝并的進行，PM2.5分級脫除效率達到53%～80%.可見，聲場與過飽和蒸汽聯(lián)合作用下PM2.5的脫除效果遠優(yōu)于聲場與未飽和蒸汽聯(lián)合作用的效果.

目前，我國燃煤鍋爐普遍安裝有濕法脫硫系統(tǒng).由于濕法脫硫裝置出口煙氣為接近飽和狀態(tài)的高濕煙氣，給利用聲場與蒸汽相變聯(lián)合作用預處理技術脫除PM2.5創(chuàng)造了有利條件.因此，聲場與蒸汽相變聯(lián)合作用脫除PM2.5具有良好的應用前景.然而，聲場和蒸汽相變之間的耦合機制還未完全明確，且缺乏在熱態(tài)條件下的研究.

1.4 聲場與湍流射流聯(lián)合作用

在聲凝并室內(nèi)引入湍流后，流場的擾動程度得到加強，進一步促進顆粒間的相對運動，從而提高顆粒間的碰撞和凝并的幾率.圖4給出了聲場與湍流射流聯(lián)合作用下顆粒凝并示意圖.

Sun等[29]對駐波聲場（聲壓級為100～130 dB、頻率為0.28～3.5 kHz）和氣體射流（射流速度為14～28 m·s-1、射流角度為40°～140°）聯(lián)合作用下燃煤飛灰的凝并進行實驗研究，結果顯示，顆粒質(zhì)量脫除效率隨射流速度及射流角度的增加均呈現(xiàn)先增大后減小的趨勢，射流速度為22.5 m·s-1、射流角度為90°時脫除效率最高；與聲波單獨作用時相比，聯(lián)合作用下顆粒脫除效率可提高4%～20%.Guo等[30]對駐波聲場和氣固射流聯(lián)合作用下燃煤飛灰的凝并脫除進行實驗研究，與氣體射流相比，氣固射流除在聲凝并室中引入湍流外，還噴入了固體顆粒，可進一步提高顆粒凝并效果，結果顯示，聯(lián)合作用下質(zhì)量脫除效率可達到45.4%.endprint

聲場與湍流射流的聯(lián)合作用雖然能提高脫除效果，脫除效率相對較低，而且由于湍流自身的復雜性，難以建立完整的理論模型解釋，將限制聲場與湍流射流聯(lián)合作用在工程實際中的應用.

1.5 聲場與離心力聯(lián)合作用

圖5給出了聲場與離心力聯(lián)合作用下顆粒凝并示意圖.聲凝并后形成的顆粒團聚體在旋風除塵器的離心力作用下，被拋向器壁而與氣流分離，再沿壁面落至錐底的排灰口.聲凝并后顆粒的粒徑變大，而離心力對大顆粒的作用效果明顯，基于這一原理，兩者的聯(lián)合作用可提高顆粒的脫除效果.

2014年，Vekteris等[31]在旋風除塵器內(nèi)施加聲場（130～170 dB），研究了聲場與離心力聯(lián)合作用下石英砂顆粒（<20 μm）脫除情況，結果顯示，聯(lián)合作用下顆粒脫除效率可達到97.5%.考慮到旋風除塵器目前主要用于工業(yè)爐窯煙氣除塵、工廠通風除塵、工業(yè)氣力輸送系統(tǒng)氣固兩相分離與物料回收等，在這些場合采用聲場和離心力聯(lián)合作用可以提高除塵效率和物料分離回收率，但是在燃燒源PM2.5排放控制上的應用價值不大.

2 結 論

為了尋求低成本、高效的PM2.5脫除技術，近年來一些學者在基于聲凝并的PM2.5脫除技術上開展了廣泛的工作，提出了聲場與電場、聲場與外加顆粒、聲場與蒸汽、聲場與湍流射流、聲場與離心力聯(lián)合作用下PM2.5凝并脫除技術，但相關研究均處于起步階段.對比顯示，這些聯(lián)合作用技術中聲場與電場、聲場與外加顆粒、聲場與過飽和蒸汽聯(lián)合作用具有較好的應用潛力，建議對這些技術開展系統(tǒng)深入的研究，以揭示PM2.5在聯(lián)合作用下運動、相互作用、碰撞直至發(fā)生凝并過程中的細節(jié)信息，挖掘聯(lián)合作用下PM2.5凝并的深層次機理，借助計算機數(shù)值模擬技術，結合實驗研究，提出聯(lián)合作用下PM2.5凝并脫除效果優(yōu)化的具體技術措施，從而為切合實際的低成本、高效的燃燒源PM2.5脫除技術的開發(fā)提供理論依據(jù).

參考文獻：

[1] WANG T J，JIANG F，DENG J J，et al.Urban air quality and regional haze weather forecast for Yangtze River Delta region[J].Atmospheric Environment，2012，58：70-83.

[2] PUI D Y H，CHEN S C，ZUO Z L.PM2.5 in China：Measurements，sources，visibility and health effects，and mitigation[J].Particuology，2014，13：1-26.

[3] EHRLICH C，NOLL G，KALKOFF W D，et al.PM10，PM2.5 and PM1.0—Emissions from industrial plants—results from measurement programmes in Germany[J].Atmospheric Environment，2007，41（29）：6236-6254.

[4] PEUKERT W，WADENPOHL C.Industrial separation of fine particles with difficult dust properties[J].Powder Technology，2001，118（1-2）：136-148.

[5] FAN F X，YANG X F，KIM C N.Direct simulation of inhalable particle motion and collision in a standing wave field[J].Journal of Mechanical Science and Technology，2013，27（6）：1707-1712.

[6] FAN F X，ZHANG M J，PENG Z B，et al.Direct simulation Monte Carlo method for acoustic agglomeration under standing wave condition[J].Aerosol and Air Quality Research，2017，17（4）：1073-1083.

[7] FAN F X，YANG L J，YAN J P，et al.Numerical analysis of water vapor nucleation on PM2.5 from municipal solid waste incineration[J].Chemical Engineering Journal，2009，146（2）：259-265.

[8] FAN F X，YANG L J，YAN J P，et al.Experimental investigation on removal of coalfired fine particles by a condensation scrubber[J].Chemical Engineering and Processing：Process Intensification，2009，48（8）：1353-1360.

[9] CHANG Q Y，ZHENG C H，GAO X，et al.Systematic approach to optimization of submicron particle agglomeration using ionicwindassisted precharger[J].Aerosol and Air Quality Research，2015，15（7）：2709-2719.endprint

[10] LI Y W，ZHAO C S，WU X，et al.Aggregation experiments on fine fly ash particles in a gradient magnetic field[J].Chemical Engineering & Technology，2007，30（8）：1045-1049.

[11] 凡鳳仙，白鵬博，張斯宏，等.基于聲凝并的PM2.5脫除技術研究進展（Ⅰ）：PM2.5聲凝并預處理技術[J].能源研究與信息，2017，33（3）：125-131.

[12] 胡惠敏，李瑞陽，蔡萌，等.聲波與其他方法聯(lián)合作用脫除細顆粒物的研究進展[J].上海理工大學學報，2016，38（1）：13-18.

[13] 陳厚濤，章汝心，曹金祥，等.聲波團聚脫除柴油機尾氣中超細顆粒物的試驗研究[J].內(nèi)燃機學報，2009，27（2）：160-165.

[14] LIU J Z，ZHANG G X，ZHOU J H，et al.Experimental study of acoustic agglomeration of coalfired fly ash particles at low frequencies[J].Powder Technology，2009，193（1）：20-25.

[15] 孫德帥，郭慶杰.可吸入顆粒物聲場團聚實驗研究[J].化學工程，2010，38（4）：81-84.

[16] LIU J Z，WANG J，ZHANG G X，et al.Frequency comparative study of coalfired fly ash acoustic agglomeration[J].Journal of Environmental Sciences，2011，23（11）：1845-1851.

[17] MAGILL J，CAPERAN P，SOMERS J，et al.Characteristics of an electroacoustic precipitator（EAP）[J].Journal of Aerosol Science，1992，23（S1）：803-806.

[18] CHEN H，LUO Z Y，JIANG J P，et al.Effects of simultaneous acoustic and electric fields on removal of fine particles emitted from coal combustion[J].Powder Technology，2015，281：12-19.

[19] HOFFMANN T L，CHEN W，KOOPMANN G H，et al.Experimental and numerical analysis of bimodal acoustic agglomeration[J].Journal of Vibration and Acoustics，1993，115（3）：232-240.

[20] 趙兵，陳厚濤，徐進，等.聲波與種子顆粒聯(lián)合作用下細顆粒脫除的實驗研究[J].動力工程，2007，27（5）：785-788.

[21] 陳厚濤，趙兵，章汝心，等.聲波與霧化水滴聯(lián)合作用增強燃煤PM2.5脫除的實驗研究[J].中國電機工程學報，2009，29（2）：35-40.

[22] WANG J，LIU J Z，ZHANG G X，et al.Orthogonal design process optimization and single factor analysis for bimodal acoustic agglomeration[J].Powder Technology，2011，210（3）：315-322.

[23] 顏金培，陳立奇，楊林軍.潤濕劑促進燃煤細顆粒聲波團聚脫除的實驗研究[J].燃料化學學報，2014，42（10）：1259-1265.

[24] DE SARABIA E R F，GALLEGOJUREZ J A，ACOSTAAPARICIO V M，et al.Acoustic agglomeration of submicron particles in diesel exhausts：first results of the influence of humidity at two acoustic frequencies[J].Journal of Aerosol Science，2000，31（S1）：827-828.

[25] 楊振楠，郭慶杰，李金惠.氣氛與濕度對燃煤飛灰顆粒聲波團聚的影響[J].化工學報，2011，62（4）：1055-1061.

[26] 顏金培，陳立奇，楊林軍，等.聲波與相變聯(lián)合作用下細顆粒脫除的實驗研究[J].中國電機工程學報，2014，34（20）：3282-3288.

[27] 顏金培，陳立奇，楊林軍.燃煤細顆粒在過飽和氛圍下聲波團聚脫除的實驗研究[J].化工學報，2014，65（8）：3243-3249.

[28] YAN J P，CHEN L Q，YANG L J.Combined effect of acoustic agglomeration and vapor condensation on fine particles removal[J].Chemical Engineering Journal，2016，290：319-327.

[29] SUN D S，ZHANG X D，F(xiàn)ANG L.Coupling effect of gas jet and acoustic wave on inhalable particle agglomeration[J].Journal of Aerosol Science，2013，66：12-23.endprint

[30] GUO Q J，YANG Z N，ZHANG J S.Influence of a combined external field on the agglomeration of inhalable particles from a coal combustion plant[J].Powder Technology，2012，227：67-73.

[31] VEKTERIS V，STRISHKA V，OZAROVSKIS D，et al.Experimental investigation of processes in acoustic cyclone separator[J].Advanced Powder Technology，2014，25（3）：1118-1123.

[32] GOLDSZAL A，BOUSQUET J.Wet agglomeration of powders：From physics toward process optimization[J].Powder Technology，2001，117（3）：221-231.

[33] 凡鳳仙，楊林軍，袁竹林.噴淋洗滌條件下水汽飽和度分布特性[J].化工學報，2009，60（7）：1644-1650.

[34] 凡鳳仙，楊林軍，袁竹林，等.噴淋塔內(nèi)可吸入顆粒物的脫除與凝結增長特[J].化工學報，2010，61（10）：2708-2713.

[35] 凡鳳仙，楊林軍，袁竹林，等.水汽在燃煤PM2.5表面異質(zhì)核化特性數(shù)值預測[J].化工學報，2007，58（10）：2561-2566.

[36] 凡鳳仙，張明俊.蒸汽相變凝結對PM2.5粒徑分布的影響[J].煤炭學報，2013，38（4）：694-699.

[37] 溫高森，凡鳳仙.蒸汽相變促進可溶PM2.5凝結增長的數(shù)值分析[J].中國環(huán)境科學，2014，34（5）：1119-1124.

[38] 溫高森，凡鳳仙.蒸汽凝結促進多分散不可溶PM2.5增長的數(shù)值模擬[J].高校化學工程學報，2015，29（3）：736-742.

[39] 李林，凡鳳仙.可溶與不可溶混合PM2.5的蒸汽相變凝結增長[J].動力工程學報，2015，35（7）：581-587.

[40] 賈肖寧，李新華，賀潤中，等.聲波團聚預處理的車用尾氣過濾器設計[J].綠色科技，2014（5）：296-299.

[41] 馬德剛，林偉強，鄭琪琪，等.聲凝并聯(lián)合霧化預處理及其在過濾除塵中的應用[J].環(huán)境工程學報，2015，9（5）：2353-2358.endprint