申奧，楊林軍，吳新，段鈺鋒，梁財

(東南大學能源與環(huán)境學院，能源熱轉(zhuǎn)換及其過程測控教育部重點實驗室，江蘇南京，210096)

燃煤鍋爐排放的煙氣中包含多種污染物，其中就包含細顆粒物PM10和各類具有揮發(fā)性的痕量元素HM 等[1]。PM10定義為空氣動力學當量直徑小于10 μm的細顆粒物，也稱作可吸入顆粒；而對于粒徑小于2.5 μm 的細顆粒物PM2.5，其能夠進一步被吸入肺中，又被稱作可入肺顆粒物[2]。燃煤煙氣中的PM10具有比表面積大、易富集重金屬等特性，進入人體后會對呼吸系統(tǒng)和免疫系統(tǒng)產(chǎn)生危害，除此之外環(huán)境中的PM10濃度過高會引發(fā)光散射和吸收效應從而加劇地球表面的溫室效應[3?5]。痕量元素是指煤中質(zhì)量分數(shù)低于100×10?6的元素，燃煤煙氣中常見的痕量元素以揮發(fā)性的Hg，As，Se和Pb等為主[6]。雖然總體質(zhì)量分數(shù)較低，但是痕量元素通常具有生物累積性、地區(qū)遷移性和較強的毒性，長期暴露在痕量元素環(huán)境中會對人體健康造成不可逆的危害[7?9]。在現(xiàn)階段煤炭仍然在我國能源消費結(jié)構(gòu)中占據(jù)重要地位，因此，監(jiān)管部門近年來陸續(xù)出臺GB 13223—2011“火電廠大氣污染物排放標準”“大氣污染防治行動計劃”和“全面實施燃煤電廠超低排放和節(jié)能改造工作方案”等環(huán)保法規(guī)，以控制燃煤煙氣中PM10和痕量元素的排放[10?12]。

目前燃煤電廠配備的主流煙氣凈化系統(tǒng)主要包括脫硝系統(tǒng)(SCR)、靜電除塵器(ESP)、濕法脫硫系統(tǒng)(WFGD)和濕式電除塵器(WESP)等。雖然ESP 能夠脫除絕大部分粗顆粒，但對于PM10的脫除效果很差[13-14]。而飛灰中的痕量元素大都集中在微米級或亞微米級的細顆粒物中，這就使得電廠現(xiàn)有煙氣治理設(shè)備無法有效地脫除細顆粒物和富集在其上的痕量元素。以Hg為例，常見的脫除方法有活性炭噴射、煙氣氧化催化、污染物控制裝置(APCD)協(xié)同脫除等，但上述技術(shù)都存在運行費用較高和系統(tǒng)復雜等問題[15?17]。目前與除Hg 之外的其他痕量元素相關(guān)的研究大都停留在排放分布特性研究方面，燃煤煙氣中重金屬(HM)脫除技術(shù)的工程應用還鮮有報道，因此，研究廉價高效協(xié)同脫除PM10和痕量元素的技術(shù)具有重要意義。事實上，作為燃煤煙氣中的2種典型污染物，痕量元素具有天然吸附在細顆粒物中的本質(zhì)特性和規(guī)律[18]。其中顆粒態(tài)的汞Hgp通常能被ESP 脫除；氧化汞Hg2+具有良好的水溶性，進入WFGD 系統(tǒng)后能夠被吸收[19]；而大量富集在細顆粒物中的汞隨著煙氣排入環(huán)境中。除Hg以外其他揮發(fā)性的痕量元素也大都呈現(xiàn)出密集吸附在細顆粒物中的趨勢[20]，因此，現(xiàn)階段電廠除塵設(shè)備對PM10脫除困難同時也造成了難以有效脫除吸附在PM10上痕量元素的問題。綜上所述，如何強化現(xiàn)有除塵裝置對PM10的高效脫除是同時實現(xiàn)痕量元素協(xié)同脫除的關(guān)鍵所在。

湍流團聚是一種燃燒后脫除PM10技術(shù)，該方法通過在傳統(tǒng)電除塵前的煙道內(nèi)增設(shè)一個湍流發(fā)生裝置，增大煙氣中細顆粒物在湍流流場中的碰撞概率，使細顆粒物間相互聚合長大成為大粒徑的粗顆粒物，從而能夠被電除塵順利脫除。20世紀50年代，SAFFMAN等[21]提出了基于超細顆粒物的碰撞聚并方程，經(jīng)過國內(nèi)外學者對湍流理論研究的不斷發(fā)展，湍流團聚的理論體系日趨完善，為湍流團聚裝置的開發(fā)提供了理論依據(jù)。2002年澳大利亞Indigo 公司開發(fā)出商業(yè)顆粒物團聚裝置[22]，并成功應用于燃煤電廠的細顆粒物脫除。在湍流裝置的結(jié)構(gòu)和影響因素方面，章鵬飛等[23]研究了煙氣流速、顆粒濃度、裝置結(jié)構(gòu)對湍流團聚效果的影響；李云飛[24]提出了不同尺度擾流渦片耦合的高效湍流發(fā)生方法。以上研究表明，通過湍流團聚的方法促進煙氣中PM10的脫除進而實現(xiàn)與痕量元素的協(xié)同脫除是完全可行的，但湍流流場的具體發(fā)生方式仍不清晰，PM10與痕量元素協(xié)同脫除的內(nèi)在機理仍然不夠明確。

本文作者基于目前湍流團聚研究成果，利用Fluent軟件對湍流裝置的結(jié)構(gòu)進行優(yōu)化，在燃煤熱態(tài)試驗平臺上探究湍流流場促進PM10團聚的效果以及增強電除塵脫除PM10的實際效果；利用測汞儀和電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(ICP-MS)檢測分析試驗過程中富集在PM10上痕量元素的濃度及其分布特性，探討PM10與痕量元素的內(nèi)在關(guān)聯(lián)，討論痕量元素在PM10中富集的機制、影響因素，獲得痕量元素與PM10協(xié)同脫除的內(nèi)在機制。本研究為燃煤煙氣中PM10和痕量元素的協(xié)同脫除提供了一種思路和參考，對燃煤煙氣脫除PM10和協(xié)同脫除痕量元素具有一定的指導意義。

1 裝置與方法

1.1 湍流團聚裝置及模擬

采用Fluent 軟件對湍流裝置的結(jié)構(gòu)進行優(yōu)化。建立長×寬×高為1 320 mm×100 mm×100 mm 的煙道作為湍流裝置的模型，如圖1(a)所示，分別考察具有不同結(jié)構(gòu)、不同數(shù)量、不同排列的擾流渦片的湍流效果。為了便于后續(xù)的流場分析，在湍流裝置內(nèi)部分別創(chuàng)建一系列垂直特征線line 1～9和位于流場中區(qū)的水平特征線，通過求解各物理量在不同垂直特征線上的平均值和在水平特征線上不同位置position 1～10的值，來表征該物理量的分布情況，如圖1(b)所示。

對模型網(wǎng)格質(zhì)量進行優(yōu)化，采用EquiSize Skew 指標進行評判，結(jié)果顯示模型EquiSize Skew整體取值在0～0.5 之間且取值在0.1 以下的網(wǎng)格數(shù)占比接近96%，表明網(wǎng)格質(zhì)量較好。對網(wǎng)格進行無關(guān)性驗證，結(jié)果如圖2所示，最終選擇網(wǎng)格數(shù)為13萬個左右。

煙氣入口速度設(shè)置為12 m/s，煙氣溫度設(shè)置為140 ℃，根據(jù)氣相溫度對應的密度和動力黏度計算得到湍流強度為5%，湍流黏度比設(shè)為21%，入口條件設(shè)置為速度進口，出口條件設(shè)置為壓力出口。煙氣氣相成分簡化為空氣，通過Discrete Phase Model加入離散相顆粒來模擬含塵煙氣，顆粒速度設(shè)為與氣相速度相同。在求解過程中，選擇每計算20 步與連續(xù)相進行耦合。因湍流擾動對細顆粒物的慣性力相比于重力大很多，因此，在模型中忽略重力的影響。Standardk?ε湍流模型由于具有很好的魯棒性、經(jīng)濟性和能對大范圍湍流進行合理預測等優(yōu)點，在工業(yè)流動過程中應用非常廣泛。因此，本文采用Standardk?ε模型來描述湍流流場。流場計算中壓力?速度耦合方式采用SIMPLE算法，離散格式采用精度更高的Second order upwind格式。

1.2 試驗平臺

圖1 湍流裝置結(jié)構(gòu)示意圖Fig.1 Schematic diagrams of structure of turbulent agglomerator

圖2 網(wǎng)格無關(guān)性驗證Fig.2 Grid independence verification

本文的試驗部分在燃煤熱態(tài)綜合平臺上進行，如圖3所示。鍋爐燃燒產(chǎn)生煙氣，進入緩沖罐使煙氣溫度和飛灰濃度達到相對穩(wěn)定狀態(tài)，依次流經(jīng)湍流發(fā)生裝置、靜電除塵器，最后由引風機排出，在湍流發(fā)生裝置中設(shè)置旁路系統(tǒng)。鍋爐額定煙氣量為350 m3/h，煙氣平均流速為15 m/s，靜電除塵器為雙通道單電場，正常工作電壓為40 kV，最高輸出電壓為100 kV。

1.3 測量儀器

圖3 試驗平臺示意圖Fig.3 Schematic diagram of experimental platform

煙氣中PM10數(shù)量濃度采用芬蘭Dekati 公司的電稱低壓沖擊器(electrical low pressure impactor，ELPI)進行在線監(jiān)測，該設(shè)備基于慣性切割、顆粒荷電、逐級監(jiān)測的工作原理對粒徑范圍在0.006～9.314 μm 之間的細顆粒物數(shù)量濃度進行實時監(jiān)測。煙氣中PM10樣品的采集使用Dekati 公司的PM10采樣器完成，該采樣器將細顆粒物樣品分為PM10，PM2.5，PM1.0以及粒徑大于10 μm 的粗顆粒，從而實現(xiàn)不同粒徑細顆粒物的采樣。PM10樣品中汞含量的測定采用Milestone DMA?80 測汞儀完成，除汞以外的其他痕量元素含量的測定采用安捷倫7900ICP?MS電感耦合等離子體質(zhì)譜儀完成。

2 結(jié)果與討論

2.1 湍流流場的優(yōu)化

2.1.1 渦片結(jié)構(gòu)的影響

比較不同結(jié)構(gòu)擾流渦片的湍流作用效果，結(jié)果如圖4所示。從圖4(a)可以看出：隨著流場的發(fā)展，從2號位置開始至5號位置，流場湍動能整體上不斷增大，表明4種擾流渦片均能夠產(chǎn)生湍流作用；從6號位置開始湍動能明顯下降，這是因為從該位置開始沒有擾流渦片存在。比較4種不同類型的渦片，可以看出三角型渦片和圓柱型渦片產(chǎn)生湍動能的效果整體上較差，而十字型渦片和Z字型渦片產(chǎn)生湍動能的效果整體上較好，表明從產(chǎn)生湍流效果的角度來說，選擇十字型渦片和Z字型渦片較適宜。

從圖4(b)可以看出：湍流裝置內(nèi)的速度分布整體上也是呈現(xiàn)先增加后減少的趨勢，然而，速度分布的上升趨勢在2或3號位置就已停止，表明湍流裝置中部區(qū)域速度較高的位置出現(xiàn)在第二或第三對擾流渦片附近，這一區(qū)域附近顆粒可能會有比較好的團聚效果。而后速度分布逐漸降低，直到擾流渦片消失后趨于穩(wěn)定?？梢钥闯鰣A柱型渦片和Z字型渦片對于速度場的作用效果要稍好于十字型和三角型渦片的作用效果，但從整體上看，4種擾流渦片對速度場的作用效果差別不大。

2.1.2 渦片排列的影響

1)列間距。比較不同列間距下渦片的湍流作用效果，結(jié)果如圖5所示。從圖5(a)可知：當擾流渦片列間距分別為75，100 和125 mm 時湍動能較高，列間距為50 mm 或150 mm 時湍動能相對較低，表明列間距過大或者過小都不利于湍動能的發(fā)展，其中列間距為75 mm 時湍動能的發(fā)展處于最佳水平。從圖5(b)可知：隨著渦片列間距的增大，速度分布的峰值呈現(xiàn)出向右側(cè)移動的趨勢；此外，速度分布還由單峰值變?yōu)殡p峰值。然而，從速度分布來看，無論擾流渦片的列間距如何變化，對應速度分布的峰值均并無明顯增加，說明渦片列間距對流場速度分布的提升效果并無太大影響。

圖4 不同結(jié)構(gòu)渦片的湍流效果Fig.4 Turbulent effects of vortex sheets with different structures

圖5 不同列間距的湍流效果Fig.5 Turbulent effects of vortex sheets with different column distances

2)行間距。比較不同行間距下渦片的湍流作用效果，結(jié)果如圖6所示。從圖6(a)可以看出：隨著流場的不斷發(fā)展，湍動能整體上仍然呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢，且下降是擾流渦片的消失導致的，這與前述幾種湍動能的發(fā)展規(guī)律相似。比較湍動能變化，可以看出當行間距為50 mm 時湍動能的發(fā)展明顯比40 mm 與60 mm 時的高，表明渦片排列得過于密集或過于疏松都不利于湍流的充分發(fā)展；從圖6(b)可以看出：流場的速度分布整體上都呈現(xiàn)出相似的先增加后減小的趨勢，擾流渦片行間距的變化對于流場速度分布的峰值特性并無明顯影響，同時也說明渦片排列的列間距才是影響速度分布的主要因素。隨著行間距的增加，速度分布呈現(xiàn)出逐漸上升的趨勢，說明流場中較為寬闊的行間距更加有利于速度分布的充分發(fā)展。

2.1.3 渦片數(shù)量的影響

圖6 不同行間距的湍流效果Fig.6 Turbulent effects of vortex sheets with different row distances

比較渦片數(shù)量對湍流效果的影響，結(jié)果如圖7所示。從圖7(a)可知：湍動能峰值的增長從4對渦片之后就趨于平緩，但從3對渦片到4對渦片湍動能的發(fā)展是呈現(xiàn)上升趨勢的，表明對于該結(jié)構(gòu)的湍流裝置來說，需要布置至少4對擾流渦片才能使流場的湍流充分發(fā)展。從5對擾流渦片開始隨著渦片數(shù)量的增加流場中湍動能的分布僅是呈現(xiàn)延續(xù)的狀態(tài)，其最高值基本不再上升。從圖7(b)可知：流場的速度分布隨著渦片數(shù)量的增加從單峰分布變?yōu)殡p峰分布，這與渦片列間距對流場速度分布的影響相似，但兩者的作用方式不盡相同。列間距的增加更多的是使擾流渦片整體分布位置向流場右側(cè)移動，渦片數(shù)量并未發(fā)生變化；而渦片數(shù)量的增加則使流場右側(cè)的區(qū)域也出現(xiàn)擾流。說明只要存在流場的尾部區(qū)域有擾流渦片就會出現(xiàn)速度分布的二次峰值，與擾流渦片通過何種方式布置在流場中無關(guān)。

2.2 湍流團聚促進PM10脫除的研究

2.2.1 湍流團聚對PM10濃度的影響

圖7 不同渦片數(shù)量的湍流效果Fig.7 Turbulent effects of vortex sheets with different numbers

根據(jù)2.1節(jié)湍流流場的優(yōu)化結(jié)果，確定試驗所用湍流裝置的結(jié)構(gòu)為有利于發(fā)生湍流的Z字型和十字型；綜合考慮湍流發(fā)展強度和流場速度分布，擾流渦片列間距采用75 mm 的布置方式，渦片行間距采用50 mm 的排列方式；為了突出考察湍流團聚的作用效果，選擇布置較多的8 對擾流渦片。綜上，試驗最終在3種不同結(jié)構(gòu)的湍流裝置的基礎(chǔ)上開展，分別是Z字型、十字型和Z字型與十字型結(jié)構(gòu)耦合的擾流渦片，如圖8所示。

湍流團聚對煙氣中PM10濃度的影響如圖9所示。從圖9(a)可以看出：十字型渦片使PM10數(shù)量濃度從3.63×106個/cm3下降到2.9×106個/cm3；Z字型渦片使PM10數(shù)量濃度從5.08×106個/cm3下降到4.05×106個/cm3；而十字耦合Z 字型渦片則使PM10數(shù)量濃度從5.56×106個/cm3下降到3.65×106個/cm3。從圖9(b)可以看出：十字型渦片使PM10質(zhì)量濃度從225 mg/m3下降到180 mg/m3；Z字型渦片使PM10質(zhì)量濃度從270 mg/m3下降到170 mg/m3；而十字耦合Z字型渦片則使PM10質(zhì)量濃度從330 mg/m3下降到160 mg/m3。

圖8 試驗用湍流裝置Fig.8 Turbulent agglomerators for experiment

細顆粒物發(fā)生團聚的本質(zhì)是顆粒之間相互碰撞黏結(jié)在一起從而導致顆粒粒徑增大，理論上顆?？倲?shù)量會減少但總質(zhì)量不會變化，但在本試驗過程中，測量PM10濃度前，ELPI 會預先過濾粒徑超過10 μm 的粗顆粒，因此，煙氣中的部分PM10在發(fā)生團聚后會因為粒徑增大到10 μm以上而被測試儀器脫除，從而在試驗結(jié)果中表現(xiàn)為質(zhì)量濃度下降。本試驗PM10數(shù)量濃度和質(zhì)量濃度的變化結(jié)果表明煙氣中的PM10的確發(fā)生了湍流團聚作用。

2.2.2 湍流團聚增強電除塵脫除PM10的效果

圖9 湍流團聚對PM10濃度的影響Fig.9 Effects of turbulent agglomerator on PM10 concentration

圖10 湍流對電除塵脫除PM10效率的影響Fig.10 Effect of turbulence on removal efficiency of PM10 by ESP

湍流團聚裝置對電除塵脫除PM10效率的影響如圖10所示。從圖10可以看出：對于PM10的數(shù)量脫除來說，原始工況下電除塵對PM10數(shù)量濃度的脫除效率約為73%，十字型渦片作用下電除塵對PM10數(shù)量濃度的脫除效率約為78%，Z字型渦片作用下電除塵對PM10數(shù)量濃度的脫除效率約為86%，而當十字耦合Z 字型結(jié)構(gòu)的渦片作用時電除塵對PM10數(shù)量濃度的脫除效率進一步上升到約90%。比較電除塵對PM10質(zhì)量脫除效率的變化，可以得到相似的規(guī)律。進一步比較電除塵出口處PM10數(shù)量濃度的變化，結(jié)果如圖11所示。從圖11可以看出：單獨應用十字型渦片時電除塵出口處PM10的數(shù)量濃度降低率約為19%，單獨應用Z字型渦片時降低率約為48%，而十字型和Z字型這2種結(jié)構(gòu)的渦片耦合作用時降低率則增大到59%。以上試驗結(jié)果說明十字型和Z字型的擾流渦片均能夠促進電除塵脫除煙氣中的PM10，且當2種具有不同結(jié)構(gòu)的擾流渦片耦合作用時能夠使電除塵的脫除效果得到進一步提升。

圖11 電除塵出口PM10數(shù)量濃度變化Fig.11 Number concentration changes of PM10 at the outlet of ESP

2.3 湍流團聚促進痕量元素脫除的討論

對試驗過程中的PM10進行采樣，測量不同粒徑的細顆粒物中痕量元素的質(zhì)量分數(shù)，結(jié)果如表1所示。從表1可以看出對于本研究所測量的11 種痕量元素，按它們在PM10中的分布特性可以分成3類：其一是以Hg為代表的含量隨著細顆粒物粒徑減小而增加的痕量元素，包括Hg，Ni，Cu，Zn，Pb，Cd 和Ba；其二是以As 為代表的質(zhì)量分數(shù)隨著細顆粒物粒徑減小而減小的痕量元素，包括As，Mn和Sn；其三是在不同粒徑的細顆粒物中質(zhì)量分數(shù)均無明顯差異的痕量元素如Sb。痕量元素在PM10中的吸附行為涉及多個復雜的物理化學過程，既與痕量元素自身的性質(zhì)有關(guān)，也與飛灰顆粒的形成過程有關(guān)，此外，煙氣中的酸性氣體如HCl，SO2以及H2O也可能會對痕量元素在PM10中的吸附產(chǎn)生影響。

從痕量元素自身的性質(zhì)來說，當煤炭顆粒在爐膛內(nèi)燃燒破碎時，存在于外部礦物質(zhì)和煤焦內(nèi)的痕量元素也會隨之揮發(fā)并與環(huán)境中的組分反應形成氣態(tài)物質(zhì)，隨著煙氣溫度降低，氣態(tài)的痕量元素通過均相成核、冷凝及吸附等方式富集在飛灰顆粒中；而對于沒有揮發(fā)的部分痕量元素則直接包裹存在于飛灰或底灰中[25]。因此，不難看出痕量元素的揮發(fā)性會對其在細顆粒物上的吸附特性產(chǎn)生影響。從表1可以看出：Hg 在PM10中的質(zhì)量分數(shù)遠遠低于其他痕量元素質(zhì)量分數(shù)，這是因為Hg 作為常溫下唯一的液態(tài)金屬具有非常低的揮發(fā)溫度，大部分Hg揮發(fā)成為氣態(tài)物質(zhì)被WFGD系統(tǒng)捕集或隨煙氣排入大氣中，而對于揮發(fā)性較差的Ba，Mn 和Zn 等痕量元素在PM10中的質(zhì)量分數(shù)則相對較高且分布得更為均勻[26]。從PM10的形成過程來說，PM10的形成過程十分復雜，包括難容礦物質(zhì)的聚合、易揮發(fā)的堿金屬及堿土金屬蒸汽的凝結(jié)成核以及礦物質(zhì)的破碎等[27]。研究表明PM10的主要成分為硅鋁酸鹽，即SiO2，Al2O3，F(xiàn)e2O3及CaO等[28]，這些礦物組分能夠與煙氣中的痕量元素反應從而生產(chǎn)顆粒態(tài)的痕量元素。對于不同粒徑的細顆粒物，由于礦物組分含量存在差異而導致與其反應的痕量元素的分布可能出現(xiàn)差異。以As為例，有學者[29]對PM10中砷的含量與礦物組分分布以及PM10粒徑的關(guān)系進行了調(diào)查，發(fā)現(xiàn)As與含鈣化合物作用時傾向于富集在粒徑較大的顆粒上，而As 與含鐵鋁化合物作用時則傾向于富集在粒徑較小的顆粒上。

表1 不同痕量元素在PM10中的含量(質(zhì)量分數(shù))Table 1 Contents of different trace elements in PM10 mg/kg

對于Hg來說，從測量結(jié)果可以看出PM10中顆粒態(tài)Hg的質(zhì)量分數(shù)隨著粒徑的減小而增大，而湍流團聚過程中PM10的分級團聚效率也會隨著粒徑的減小而增大[30]，意味著含有更多Hg的PM1.0在湍流團聚過程中會有更高的脫除效率，這對于PM10和Hg協(xié)同脫除無疑是十分有利的。對于其他的痕量元素，雖然由于揮發(fā)性較差導致其在PM10中的分布較均勻從而無法體現(xiàn)出分級團聚效率的優(yōu)勢，但同樣由于揮發(fā)性較差導致其在PM10中的總含量大大增加，經(jīng)過湍流團聚后依然能夠?qū)崿F(xiàn)協(xié)同脫除。雖然本文只著重研究了痕量元素在PM10中的富集特性而沒有測定其他大粒徑的燃煤飛灰，但是結(jié)合大量的現(xiàn)場測試數(shù)據(jù)可知[31?33]，相比于粒徑大于20 μm的燃煤飛灰，煙氣中的痕量元素總是傾向于富集在粒徑更小的PM10中，因此，控制顆粒態(tài)痕量元素的排放關(guān)鍵就是實現(xiàn)PM10中痕量元素的有效脫除。綜上所述，結(jié)合試驗測量數(shù)據(jù)和相關(guān)文獻研究結(jié)果，湍流團聚能夠?qū)崿F(xiàn)燃煤煙氣中PM10和痕量元素的協(xié)同脫除。

3 結(jié)論

1)十字型和Z 字型結(jié)構(gòu)的擾流渦片能夠產(chǎn)生良好的湍流效果，擾流渦片的數(shù)量需要達到4對以上才能保證湍動能的充分發(fā)展，50 mm 行間距和75 mm列間距的擾流渦片具有最佳的湍流效果。

2)湍流團聚能夠有效降低煙氣中PM10的數(shù)量濃度且十字型和Z字型結(jié)構(gòu)的渦片耦合作用時團聚效果更好。湍流裝置應用于電除塵前能夠有效提高電除塵對PM10的脫除效率，其中電除塵對PM10數(shù)量濃度的脫除效率從70%左右提高到90%左右，電除塵出口處PM10數(shù)量濃度降低約50%。

3)PM10中富集了多種痕量元素，因吸附過程和痕量元素揮發(fā)特性的差異導致不同種類的痕量元素在PM10中具有不同的分布特性，但總體上都是集中富集在微米級和亞微米級的顆粒中。湍流團聚對細顆粒物具有良好的促進脫除效果，具備強化PM10和痕量元素協(xié)同脫除的潛力。