, WENG Wei-guo , ZHENG Cheng-hang , XU Xi , SHEN Zhi-yang , GAO Xiang 
, NI Ming-jiang , CEN Ke-fa
颗粒物是影响我国城市空气质量的主要污染物, 细颗粒在大气中停留时间长, 输送距离远, 不仅影响大气环境质量, 而且会对人类呼吸系统健康造成严重的威胁[1-4].工业烟尘是大气颗粒物污染的主要来源[5], 近些年, 燃煤电站颗粒物减排得到了广泛的重视, 取得了良好的减排效果, 基本实现了颗粒物质量浓度小于30 mg/m3的排放标准, 部分燃煤电站甚至达到了燃气排放标准[6].除了燃煤电站锅炉, 水泥、钢铁、玻璃炉窑等工业锅炉颗粒排放是大气污染的主要源头之一.近20年来, 我国水泥产量持续增长, 连续8年占世界水泥总产量的50%以上[7]；2013年, 我国水泥产能32.9亿t, 水泥行业颗粒物排放总量为146.1万t, 占全国工业颗粒物排放总量的12.1%[8].针对水泥窑污染物排放的问题, 国家先后颁布了GB4915-1996、GB4915-2004、GB4915-2013水泥工业污染物排放标准, 规定粉尘排放限值从100~600 mg/m3降至20~50 mg/m3, 逐步加强水泥窑粉尘排放的控制力度.
水泥窑尾粉尘排放是水泥行业颗粒物排放的重要来源, 窑尾烟气温度较高, 一般为320~350 ℃, 且具有烟尘浓度高、颗粒粒径小的特点, PM10占90%以上[9].针对水泥窑尾烟气颗粒物的控制, 国内目前大多数采用袋式除尘, 研究热点主要集中于新型耐高温滤料的研制[10-11].静电除尘器作为传统的除尘设备, 具有诸多优点, 如烟气适应性强、处理烟气量大、压力损失小、运行维护成本低等.国内外学者对静电除尘用于高温烟气净化已有一定的研究基础.Shale[12]在中试规模高温立式静电除尘器上, 研究27~815 ℃下的除尘特性, 在温度为793 ℃, 压力为0.55 MPa的条件下获得了98%的除尘效率.Villot等[13]对高温高压的生物质裂解气体进行除尘研究, 实验烟气温度为510 ℃；结果显示, 当放电电流为0.5 mA时, 除尘效率达到96%以上.Noda等[14]针对流化床燃煤锅炉烟气, 温度为130~350 ℃, 研究静电除尘对颗粒的脱除情况, 除尘效率在99%以上.Fulyful[15]采用数值计算方法, 模拟20~427 ℃下静电除尘器的电晕放电特性, 验证了高温下电晕的稳定性.以上研究表明了将静电除尘应用于高温烟气净化, 具有可行性.国外, 静电除尘器在水泥炉窑中已得到了广泛的应用, 美国电除尘器使用率达到80%以上, 日本窑头窑尾全部采用电除尘器, 粉尘排放质量浓度小于20 mg/m3[16].静电除尘器在我国水泥行业中的应用具有广阔的前景, 亟需针对我国的水泥炉窑及粉尘特性, 开展静电除尘脱除水泥窑尾粉尘的相关研究.
为了研究高温下水泥窑尾粉尘的静电脱除特性, 本文设计搭建高温线板式静电除尘实验平台.以某干法水泥窑尾粉尘为实验样品, 首先研究温度对水泥粉尘性质的影响规律, 基于水泥粉尘的性质, 重点分析不同温度下静电除尘对水泥窑粉尘的脱除特性.分析确定影响高温静电场中颗粒物高效脱除的关键参数, 研究高温下电参数、比收尘面积、颗粒性质等参数对水泥粉尘静电脱除效率的影响规律.
1 实验系统和方法 1.1 粉尘性质分析实验所采用的飞灰颗粒取自浙江某干法水泥窑尾电除尘器, 飞灰呈灰白色.首先通过化学滴定法对颗粒成分进行分析, 主要化学元素氧化物质量分数如表 1所示.实验水泥窑飞灰的主要元素组成为Ca、Si、Al、Fe、Mg, 其中CaO质量分数最高, 为42.91%；碱金属质量分数较小, K2O与Na2O质量分数分别为0.57%、0.16%.采用Mastersizer2000激光粒度分析仪对实验飞灰颗粒粒径进行测量, 采用蒸馏水作为分散介质, 实验飞灰粒径的分布如图 1所示.图中, D为颗粒粒径, V为颗粒体积分数.中值粒径为3.601 μm.采用高分辨率场发射扫描电镜FESEM, 观察飞灰颗粒的微观结构及形态特征, 如图 2所示.仪器加速电压为10 kV, 分辨率为1.5 nm, 最高计数率为105次/s, 测量范围为B~U元素, 电子束曝光最小线宽可达100 nm以下.结果表明, 实验水泥窑尾飞灰颗粒呈现不规则非球形形态, 大颗粒表面吸附有很多细颗粒, 形成表面粗糙的块状结构, 同时部分颗粒呈现松散的絮状结构.
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图 1 实验水泥窑尾粉尘粒径分布 Fig. 1 Particle size distribution of experimental fly ash |
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图 2 实验水泥窑尾粉尘场发射扫面电镜图 Fig. 2 FESEM picture of experimental fly ash |
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表 1 实验水泥窑尾粉尘主要成分的质量分数 Table 1 Chemical composition mass fraction of experimental fly ash |
高温静电除尘实验系统包括静电除尘本体、高温烟气发生系统、多级电磁振动给料机、负高压直流高频电源和颗粒采样测量系统, 系统示意图如图 3所示.电除尘器进、出口设计温度为10~800 ℃可调, 实验系统钢材均选用310s耐高温不锈钢.
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图 3 高温静电除尘实验系统示意图 Fig. 3 Schematic diagram of high-temperature electrostatic precipitator system |
实验高温气体由管式电加热器产生, 电加热长度为1.2 m, 设计最高气体温度达到800 ℃, 最大加热功率为18 kW, 电加热外层布置200 mm厚的硅酸铝保温棉.高温烟气通过高温变频风机进入静电除尘器入口.根据风机频率与流速的标定曲线, 可以通过调节风机频率, 改变除尘器内部的气体流速.实验粉尘通过电磁振动式微型颗粒给料机在管式加热器前给入实验系统, 确保粉尘的充分热均匀, 粉尘的给料量可以通过控制给料机的振动频率来实现.
静电除尘器本体为立式结构, 采用线板布置方式, 收尘极为除尘器本体的4个壁面, 收尘极板有效高度为1.2 m.截面尺寸为150 mm×240 mm, 放电极线由2根直径为3 mm的圆杆式电极线组成, 两根极线间距为90 mm, 电极到收尘极板间距为75 mm, 电极有效长度为1.04 m.电极通过上部绝缘瓷套固定, 为了确保高温下良好的绝缘性能, 瓷套材料采用97氧化铝陶瓷, 瓷套直径为300 mm, 高300 mm, 远远大于150 mm的极板间距, 足够大的表面绝缘距离有效提高了绝缘性能.高压电源通过绝缘瓷套与放电电极连接, 电源型号为DRTDM 40/2.0, 额定输出电压最高为40 kV, 最大电流为50 mA, 电源输出电路中串联入5 MΩ的保护电阻, 用于防止击穿过程中的电气设备损坏.
为了补偿高温气体在除尘器内流动产生的热量损失, 减小除尘器进、出口气体温差, 在除尘器壁面外层布置有电加热器, 分为上加热器和下加热器, 上、下电加热器功率分别为6、4.5 kW, 电加热器外层布置200 mm厚的硅酸铝保温棉用于保温.在实验中, 可以控制除尘器进口800 ℃条件下进、出口气体温差＜20 ℃.进口温度低于500 ℃时进、出口气体温差＜3 ℃.
在实验系统中, 设有温度集中控制器, 除尘器进出口、管式加热器壁面、上下加热器壁面均布置有K型热电偶, 实时监测温度变化, 测定温度反馈给可编程温控仪, 从而调节电加热器加热功率, 以达到精确控制除尘器进、出口气体温度的目的.实验证明, 除尘器进、出口温度波动小于±5 ℃.
1.3 颗粒采样方法颗粒采样测量采用芬兰Dekati公司静电低压颗粒撞击器ELPI+TM, 实时在线测量烟气中颗粒物的粒径分布以及质量浓度.颗粒采样测试系统包括等速采样探头、电加热采样枪、PM10旋风切割器、FPS-4000稀释系统和静电低压颗粒撞击器.首先, 根据采样处气体流速计算采样探头直径, 以确保等速采样, 整个采样管路均伴有电加热, 防止采样过程中气体温度下降导致的颗粒凝结与附着沉降, 减小颗粒采样误差.在进入ELPI+TM之前, 含尘气体通过PM10旋风切割器去除粒径10 μm以上的大颗粒, 通过两级稀释系统(一级热稀释和一级常温稀释)对含尘气体进行稀释, 已确保进入ELPI+TM本体的烟气颗粒粒子数密度在其测量范围内.ELPI+TM撞击器本体利用颗粒的惯性, 将颗粒按空气动力学直径分成14级, 粒径为0.006~10 μm；撞击器上每一级通过静电计测量由于带电颗粒连续沉积所产生的电流, 从而计算每级颗粒的粒子数密度.
1.4 实验过程在实验开始前, 首先设置管式加热器及本体上、下加热器的加热功率, 根据除尘器进、出口气体实时温度, 分别调节3个加热器的加热功率, 直至除尘器进、出口气体温度达到工况设定值, 开始给料, 采用ELPI+TM撞击系统测量不同工况下静电除尘器出口颗粒物的粒径分布与数量/质量浓度.为了排除颗粒物自身沉降以及冷热侧采样口温度变化的影响, 以未加电时的除尘器出口质量浓度作为颗粒初始质量浓度, 施加电压后的除尘器出口质量浓度作为颗粒出口质量浓度, 则除尘效率定义为
| $ \eta = 1 - \frac{{{\rho _1}}}{{{\rho _2}}}. $ | (1) |
式中：η为颗粒脱除效率, ρ1为颗粒出口质量浓度, ρ2为颗粒初始质量浓度.
2 实验结果与分析 2.1 温度对水泥窑尾粉尘静电脱除的影响如图 4所示为373~773 K下水泥窑粉尘总脱除效率随电流密度的变化规律.图中, I为电流密度.实验结果表明, 除尘效率随电流密度的增大不断提高, 但提高幅度逐渐变缓.如373 K下, 当电流密度从0.03 mA/m2增大到0.12 mA/m2时, 颗粒脱除效率从72.5%增加到94.1%；当电流密度从0.12 mA/m2增大到0.25 mA/m2时, 效率仅从94.1%增加至97.5%.电流密度的增大使得空间离子密度增加, 飞灰颗粒更易荷电而被捕集, 从而使除尘效率增加；当空间电荷足够多时, 颗粒已达到较充分的荷电, 且空间电荷密度过大会导致电晕电场产生畸变, 因此颗粒脱除随电流密度增大而提高的趋势逐渐变缓.
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图 4 不同温度下水泥窑尾粉尘脱除效率 Fig. 4 Particle collection efficiencies at different temperatures |
在实验过程中, 通过控制电流法逐渐增大电流, 除尘器内电压随之不断升高, 直至电晕击穿, 测量击穿前每个放电电流下的除尘效率.取击穿前最大电流所对应的除尘效率作为该工况下的颗粒最大脱除效率, 各温度下颗粒最大脱除效率如图 4所示.图中, T为气体温度, ηmax为各温度下最大除尘效率.最大除尘效率随着温度升高先下降后上升, 这与水泥窑粉尘比电阻随温度的变化密切相关.对采用可变温度粉尘比电阻测试装置在303~1 073 K下对水泥窑粉尘比电阻进行测量, 结果如图 5所示.图中, ρ为粉尘比电阻.当温度从303 K上升至333 K时, 比电阻从1.09×1010 Ω·cm下降至1.04×108 Ω·cm, 随着温度继续升高, 比电阻不断增大, 453 K时达到最高值1.75×1013 Ω·cm, 随后, 比电阻随着温度的进一步升高逐渐下降, 在1 073 K下达到最低值1.04×106 Ω·cm.粉尘比电阻由表面电导率和体积电导率两部分共同组成, 表面导电是通过颗粒物表面的液膜传递的, 低温下以表面导电为主, 随着温度的升高, 表面比电阻不断升高；当温度高于673 K时, 以体积导电为主, 即以颗粒内部离子作为电流载体, 体积比电阻随着温度的升高而下降.水泥窑粉尘在423~673 K下比电阻均大于1.0×1012 Ω·cm, 属于高比电阻粉尘, 高钙镁质量分数和较低的碱金属质量分数共同导致了高比电阻特性.粉尘比电阻是影响静电除尘效率最重要的因素之一, 当比电阻高于5.0×1011 Ω·cm时, 会产生反电晕；当比电阻小于104 Ω·cm时, 粉尘到达极板后迅速释放电荷, 产生二次扬尘, 两者均导致除尘效率大幅下降.水泥窑粉尘在473~673 K下除尘效率最低, 主要原因如下：粉尘比电阻高, 在极板堆积后释放电荷速率较慢, 导致局部场强逐渐增大, 使得粉尘层气体间隙电离放电, 产生反电晕, 影响正常电晕放电, 阻碍荷电颗粒向极板的驱进运动, 最终导致除尘效率降低.当温度升高至773 K时, 比电阻下降至2.45×1010 Ω·cm, 反电晕现象消失, 颗粒脱除效率相比于673 K时提高了4.1%.
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图 5 不同温度下水泥窑尾粉尘比电阻特性 Fig. 5 Resistivity of fly ash at different temperature |
为了分析温度对于颗粒静电脱除的影响机制, 对比相同电压、相同电流密度及相同输入功率条件下, 颗粒脱除效率随温度的变化规律.实验结果表明：当施加电压不变时, 除尘效率随着温度的升高不断增大, 如图 6(a)所示.当电压为15.2 kV时, 除尘效率从473 K下的33.3%增大至773 K下的91.3%.高温下气体相对密度小, 分子平均自由程大, 电子碰撞前加速获得的动能增大, 汤森电离系数增大, 因此相同电压下高温相比于低温将获得更高的电晕电流和空间电荷密度, 颗粒场致荷电及扩散荷电均得到增强, 最终导致高温下获得更高的颗粒脱除效率.
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图 6 电压/电流/输入功率对水泥窑尾粉尘脱除效率的影响 Fig. 6 Effects of applied voltage/discharge current/energy input on particle collection efficiency |
在相同电流密度下, 颗粒脱除效率随温度的升高而逐渐下降, 且温度越高, 除尘效率下降越快, 如图 6(b)所示.控制相同的电晕电流密度0.13 mA/m2及烟气流速为0.53 m/s, 当工况温度从373 K升高至573 K时, 颗粒脱除效率仅从90.1%下降至84.2%；当温度继续从573 K上升至773 K时, 脱除效率从84.2%迅速下降至35.5%.原因在于要达到相同的电晕电流, 高温下的施加电压远远低于低温, 为了获得0.13 mA/m2的电流密度, 373 K下须施加20.9 kV电压, 远高于773 K下所需要的电压, 虽然电场内的空间电荷密度相同, 但低的工作电压降低了静电场中的平均电场强度, 减弱了颗粒场致荷电, 减小了颗粒所受电场力和颗粒驱进速度, 从而导致电晕电流相同时, 高温段颗粒的脱除效率较低.
调整电压电流使得不同温度下的输入功率均为2.22 W/m2, 并保证工况流速为0.53 m/s, 颗粒脱除效率随着温度的升高先增大, 直至温度高于473 K后, 除尘效率从90.9%不断下降至773 K下的71.3%, 如图 6(c)所示.颗粒脱除效率与除尘器电压与电晕电流密切相关, 电压决定了电场强度, 影响颗粒所受的静电力, 从而影响颗粒向收尘极板运动的驱进速度；电晕电流代表电场中的空间电荷密度, 空间电荷密度大, 会强化颗粒场致荷电和扩散荷电, 进而有利于颗粒脱除.当温度较低时, 由于电晕起晕电压较高, 相同输入功率下, 低温放电电流较高温小很多, 导致除尘效率低；在高温下, 由于分子自由程增大, 电晕电流急剧增大, 因而相同功率下电压较低温条件小很多, 这导致了颗粒的脱除效率低.
2.2 水泥窑尾粉尘空气动力学粒径分布及脱除规律水泥窑尾颗粒空气动力学粒径分布如图 7、8所示.如图 7所示为在气体温度为773 K、流速为0.5 m/s的条件下, 静电除尘器出口粉尘粒子数密度n随粒径D的分布规律.图中, n为颗粒粒子数密度.可见, 水泥窑粉尘主要以小颗粒为主, 颗粒数目浓度呈现双峰分布.当不施加电压时, 粒径＜1 μm的颗粒数约占总数的87.5%, 粒径为1~2.5 μm的颗粒数约占11.8%, 粒径为2.5~10 μm的颗粒约占0.7%.如图 8所示为粉尘质量浓度随粒径的分布图.由于大颗粒质量比小颗粒大得多, 质量浓度随着颗粒粒径的增大而不断增大, 粒径＜1 μm、1~2.5 μm、2.5~10 μm的颗粒质量分别占总质量的8.2%、44.8%、47.1%.当静电除尘器开始工作时, 随着电压的提高, 收尘极板电流密度不断增大, 颗粒粒子数密度与质量浓度均有不同程度的降低, 但分布基本不变.
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图 7 颗粒粒子数密度随粒径的分布图 Fig. 7 Number-size distribution of fly ash particles |
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图 8 颗粒质量浓度随粒径的分布图 Fig. 8 Mass-size distribution of fly ash particles |
如图 9所示为不同粒径颗粒PM10、PM2.5与PM1.0的脱除效率随温度的变化规律.可见, 在相同的电流密度下, PM10、PM2.5与PM1.0的脱除效率均随着温度的升高而下降.PM1.0的脱除效率明显低于PM10和PM2.5, 在373 K下, PM1.0的脱除效率为82.1%, PM2.5、PM10的脱除效率分别为95.1%、95.7%.PM10与PM2.5的脱除效率相差较小, 这是由于水泥窑粉尘粒径较小, 主要以PM2.5为主, 粒径为2.5~10 μm的颗粒仅占0.7%.总体来看, PM1.0的脱除效率随温度的下降速率相对较慢, 当温度从373 K升高至773 K时, PM1.0的脱除效率下降了52.1%, PM2.5、PM10的脱除效率分别下降了60.9%和61.5%.在773 K的高温下, PM1.0的脱除效率为30.0%, 仅比PM2.5的脱除效率低4.2%, 即773 K下, PM1.0的脱除效率与PM2.5、PM10的差距减小.原因是细颗粒的荷电过程主要以扩散荷电为主, 在高温下, 电流密度和空间离子密度增大, 离子热运动更加剧烈, 颗粒与离子碰撞荷电的概率增大, 强化了细颗粒的扩散荷电, 因此高温下的细颗粒脱除效率下降较慢.
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图 9 温度对不同粒径颗粒脱除的影响 Fig. 9 Effect of temperature on fractional particle collection efficiency |
不同粒径颗粒脱除效率受烟气流速的影响如图 10所示.图中, v为气体流速.在温度为773 K、电流密度为0.62 mA/m2的条件下, 当烟气流速为0.50 m/s时, PM1.0、PM2.5和PM10的脱除效率分别为89.7%、93.3%和91.3%, PM1.0的脱除效率与PM2.5和PM10差距较小；当烟气流速增大至1.11 m/s时, PM1.0的脱除效率迅速下降至75.9%, 比0.50 m/s流速时下降了13.8%, PM2.5和PM10的脱除效率分别下降了仅8.7%和8.8%, 导致1.11 m/s流速下, PM1.0的脱除效率明显低于PM2.5和PM10的脱除效率.造成这种现象的主要原因有两个方面：1) 由于PM1.0的颗粒粒径小, 在气流中的跟随性好, 烟气流速增大后细颗粒所受的气流曳力较大, 较易跟随气流带出除尘器, 导致细颗粒的脱除效率低.2) PM1.0颗粒荷电量低, 所受的电场力较小, 驱进速度相比于大颗粒较小, 需要更长的停留时间才能运动至收尘极板, 导致PM1.0受烟气流速的影响更大.
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图 10 烟气流速对不同粒径颗粒脱除效率的影响 Fig. 10 Effect of flow velocity on fractional particle collection efficiencies |
如图 11所示为在773 K下, 比收尘面积对颗粒脱除效率的影响规律.比收尘面积为电除尘器收尘面积与工况烟气量的比值, 实验结果表明, 随着除尘器比收尘面积的增大, 颗粒脱除效率提高.如在温度为773 K、电流密度为0.62 mA/m2的条件下, 当比收尘面积A从20.35 s/m增大到44.76 s/m时, 颗粒脱除效率从82.5%提高至91.3%.从Deutsch公式可知, 颗粒脱除效率可以表示为η=1-exp(-Aω/Q).可见, 从理论上分析颗粒脱除效率随比收尘面积的增大而提高, 这验证了实验结果的准确性.增大电除尘器比收尘面积, 可以有效地提高水泥窑尾粉尘的脱除效率.
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图 11 比收尘面积对颗粒脱除效率的影响 Fig. 11 Particle collection efficiencies with different specific collection areas |
1) 实验水泥窑尾粉尘比电阻在453 K时达到最高值1.75×1013 Ω·cm, 随后随着温度的升高比, 电阻下降.当温度从373 K升高至773 K时, 粉尘的最大除尘效率随着温度的升高先下降后上升；在423~673 K下, 由于比电阻大于1012 Ω·cm, 除尘效率低于90%.
2) 水泥窑尾粉尘主要以小颗粒为主, PM1.0颗粒粒子数密度约占总数的87.5%, 高温强化了细颗粒的扩散荷电, 导致773 K下, PM1.0脱除效率与PM2.5、PM10的差距减小.通过增大电除尘器的比收尘面积, 可以提高水泥窑尾粉尘的脱除效率.
3) 在相同电压下, 随着温度的升高, 电晕电流显著增大, 颗粒的脱除效率提高；在相同电流下, 高温下较低的空间场强使得颗粒驱进速度较小, 导致颗粒脱除效率的下降；在相同输入功率下, 由于电压与电流密度的共同影响, 颗粒脱除效率随着温度的升高先增大后减小.
| [1] |
刘巍巍. 浅谈大气细颗粒物污染的危害及防治对策[J].
绿色科技, 2014, 3(3): 97–98.
LIU Wei-wei. Analysis of hazards and countermeasures for prevention and control of atmospheric fine particles pollution[J]. Journal of Green Science and Technology, 2014, 3(3): 97–98. |
| [2] |
钱孝琳, 阚海东, 宋伟民, 等. 大气细颗粒物污染与居民每日死亡关系的Meta分析[J].
环境与健康杂志, 2005, 22(4): 246–248.
QIAN Xiao-lin, KAN Hai-dong, SONG Wei-ming, et al. Meta-analysis of association between air fine particulate matter and daily mortality[J]. Journal of Environment Health, 2005, 22(4): 246–248. |
| [3] |
阚海东. 雾霾天气下的细颗粒物污染和居民健康[J].
中华预防医学杂志, 2013, 47(6): 491–493.
KAN Hai-dong. Fine particulate matter pollution and the residents health in foggy weather[J]. Chinese Journal of Preventive Medicine, 2013, 47(6): 491–493. |
| [4] | PAN W C, WU C D, CHEN M J, et al. Fine particle pollution, alanine transaminase, and liver cancer:a taiwanese prospective cohort study[J]. Jnci-Journal of the National Cancer Institute, 2016, 108(3): 27–35. |
| [5] | ZYRKOWSKI M, NETO R C, SANTOS L F, et al. Characterization of fly-ash cenospheres from coal-fired power plant unit[J]. Fuel, 2016(174): 49–53. |
| [6] |
赵磊, 周洪光. 超低排放燃煤火电机组湿式电除尘器细颗粒物脱除分析[J].
中国电机工程学报, 2016, 36(2): 468–473.
ZHAO Lei, ZHOU Hong-guang. Particle removal efficiency analysis of WESP in an ultra low emission coal-fired power plant[J]. Proceedings of the CSEE, 2016, 36(2): 468–473. |
| [7] | CASTLE G S P. A century of development in appliedelectrostatics; nothing static here[J]. IEEE Transactions on Dielectrics and Electrical Insulation, 2011, 18(5): 1361–1365. DOI:10.1109/TDEI.2011.6032803 |
| [8] |
陈柏林. 2013年水泥行业经济运行报告[J].
中国水泥, 2014(1): 23–29.
CHEN Bo-lin. 2013 Economic operation report of cement industry[J]. China Cement, 2014(1): 23–29. |
| [9] |
李小龙. 新型干法水泥窑烟气特点及除尘技术[J].
中国水泥, 2013(4): 72–73.
LI Xiao-long. Flue gas characteristics of new dry process cement kiln and dust removal technology[J]. China Cement, 2013(4): 72–73. |
| [10] |
陈春侠, 黄素平, 邱培培, 等. 高温滤料在袋式除尘中的应用及性能[J].
合成纤维工业, 2014, 37(5): 61–64.
CHEN Chun-xia, HUANG Su-ping, QIU Pei-pei, et al. Application and performance of high-temperature filter media in bag-house duster[J]. China Synthetic Fiber Industry, 2014, 37(5): 61–64. |
| [11] |
张楠, 崔鑫, 靳向煜, 等. 加固工艺及组分对PPS/PTFE复合耐高温滤料性能的影响[J].
东华大学学报:自然科学版, 2014, 40(2): 202–205.
ZHANG Nan, CUI Xin, JIN Xiang-yu, et al. Effect of forming process and component to PPS/PTFE composite high temperature resistance filter[J]. Journal of Donghua University:Natural Science, 2014, 40(2): 202–205. |
| [12] | SHALE C. Progress in high-temperature electrostatic precipitation[J]. Journal of the Air Pollution Control Association, 1967, 17(3): 159–160. DOI:10.1080/00022470.1967.10468962 |
| [13] | VILLOT A, GONTHIER Y, GONZE E, et al. Separation of particles from syngas at high temperatures with an electrostatic precipitator[J]. Separation and Purification Technology, 2012(92): 181–190. |
| [14] | NODA N, MAKINO H. Influence of operating temperature on performance of electrostatic precipitator for pulverized coal combustion boiler[J]. Advanced Powder Technology, 2010, 21(4): 495–499. DOI:10.1016/j.apt.2010.04.012 |
| [15] | FULYFUL F K. High temperature high pressure effect on performance of an electrostatic precipitator[J]. Journal of Kerbala University, 2008, 6(2): 84–92. |
| [16] | LANZERSTORFER C, FEICHTINGER K. Cement kiln dust:characterization of dust collected in various fields of electrostatic precipitators[J]. Environmental Engineering Science, 2016, 33(3): 200–206. DOI:10.1089/ees.2015.0420 |