燃煤鍋爐凈煙氣中可凝結顆粒物的排放尚未進行有效監測和治理,而可凝結顆粒物是環境空氣中PM2.5和氣溶膠物質的重要前體物,可凝結顆粒物排放濃度在總顆粒物濃度中的占比較高,在固定源排氣常規污染物達到超低排放的情況下,進一步深度治理的邊際效應顯著降低,治霾當務之急是控制凈煙氣中可凝結顆粒物的排放濃度。控制可凝結顆粒物排放濃度需要制定合理的控制標準,對濕煙氣的控制標準須更嚴格?？赡Y顆粒物治理宜在合理的標準指引下,采取有針對性的措施,避免盲目治理。

0 引言

近幾年來，固定源排氣中的常規污染物排放濃度控制成效顯著，尤以燃煤電廠超低排放為代表。排放至大氣的凈煙氣中會有大量體積極小的氣態有機或無機物在空氣中稀釋、降溫數秒后凝結成液態或固態，并通過凝聚、碰撞與合并生成可凝結顆粒物CPM( Condensable Particulate Matter) 。燃煤鍋爐凈煙氣中CPM的排放尚未進行有效監控，已經采取的污染物治理措施基本上不是直接針對CPM。CPM是環境空氣中PM2.5和氣溶膠物質的重要前體物，PM2.5在大氣環境中穩定存在時間長，輸送距離遠，影響范圍廣，不易通過干沉降去除。未對CPM 進行有效治理的情況下，CPM排放濃度在總顆粒物濃度TPM( Total Particulate Matter ) 中的占比較高，在固定源排氣常規污染物達到超低排放標準的情況下，進一步深度治理常規污染物的邊際效應顯著降低，而治理CPM的邊際效應比較高，治霾當務之急是有針對性地控制凈煙氣中CPM的排放濃度?？刂艭PM排放濃度需要制定合理的控制標準，并且要區分干濕煙氣情況。控制CPM排放濃度應制定合理的排放標準，采取合理的治理措施，避免盲目治理。

1 燃煤鍋爐凈煙氣中可凝結顆粒物的排放濃度比較高

胡月琪等分別對燃煤電廠、供熱鍋爐、工業鍋爐等的凈煙氣中顆粒物排放濃度進行了測試，如表1 所示，煙氣中CPM、水溶性離子的排放濃度均比較高。

從某燃煤電廠A的顆粒物排放情況看，可過濾顆粒物FPM( Filterable Particulate Matter) 排放濃度僅有1. 04mg /m3，遠低于5mg /m3 的超低排放標準，但是CPM排放濃度卻達到12.94 mg /m3，是FPM排放濃度的12. 4 倍。CPM 的粒徑通常遠小于FPM 的粒徑，CPM的粒數濃度遠遠高于FPM 的粒徑。

《固定污染源排氣中顆粒物測定與氣態污染物采用方法》( GB /T 16157-1996) 標準( 以下簡稱國標法) 僅對FPM進行測量，該燃煤電廠的顆粒物排放濃度已經非常好。但是，從排放濃度看，該燃煤電廠的排放濃度顯然非常高。供熱廠、工業企業所用脫硫工藝的脫硫副產物溶解度遠高于石灰石法，其排放的CPM濃度、離子總量均明顯高于燃煤電廠。供熱廠1、工業企業B采用濕法脫硫除塵一體凈化工藝，其FPM的濃度遠高于燃煤電廠。供熱廠2采用了袋式除塵器+ 濕法脫硫，其FPM排放濃度明顯低于濕法脫硫除塵一體凈化工藝，但是其CPM排放濃度并不低。特別需要注意的是，某工業企業B采用鈉法+ 氨法脫硫除塵一體凈化工藝，其FPM、CPM、水溶性離子濃度均非常高，分別達到46.58、35.81、51. 24 mg/m3，對于環境的危害特別大。

胡月琪等測試的燃煤鍋爐凈煙氣的CPM排放濃度結果具有很強的代表性。燃煤鍋爐凈煙氣排放了如此高濃度的CPM，對于霧霾污染源的確定、污染物的治理具有很強的指導意義，應引起足夠的重視。

朱法華對燃煤電廠凈煙氣中SO3排放濃度的檢測結果和胡月琪等的檢測結果具有一致性。超低排放機組煙氣中SO3濃度測試結果的平均值為8.86mg/m3，其中加裝濕式電除塵器的20臺機組平均值6.6mg/m3。實現超低排放之前，煙氣中SO3的排放濃度平均不超過30mg/m3。

對于污染物治理，應當考慮環保投入的邊際效應。在FPM 濃度仍較高的情況下，采用超低排放改造等措施，降低顆粒物排放濃度很有必要，且環保投入的邊際效應較高，能夠起到立竿見影的效果。在FPM 治理達到非常好的情況下，再進一步深度治理的邊際效應很小，減排量也很小，投入卻不小; 在CPM尚未獲得有效治理的情況下，采取適當的治理措施，降低CPM排放濃度能夠帶來較高的環保邊際效應。

2 達到超低排放標準的基礎上，再提高排放標準的環保邊際效應非常低

在煙氣污染物治理方面，超低排放標準的實施對于控制污染物排放總量、排放濃度起到了非常重要的作用，在較短的時間內，對于大氣質量改善起到了重要作用。超低排放技術在燃煤電廠成功應用的基礎上，在更大范圍內也逐步得到推廣應用。在超低排放標準實施的基礎上，若進一步降低常規污染物的濃度，邊際效應顯著下降。以脫硝為例，若原煙氣NOx濃度從500mg/m3 降低至100mg/m3，布置兩層催化劑即可實現( 為方便表述，不以催化劑面積，而以催化劑層數表示催化劑的使用量) ，每層催化劑的邊際效應為200mg/m3，脫硝還原劑氨的反應比較完全。若降低至50mg/m3，則須增加至三層催化劑，第三層催化劑的邊際效應僅50mg/m3。同時，由于催化劑層數的增多，SO2氧化生成SO3的濃度會提高; NOx排放濃度越低，低濃度的NOx和氨氣反應越困難，氨逃逸的問題會越突出。NOx和氨氣均是CPM 的重要來源，在目前的脫硝工藝沒有明顯改進的情況下，深度脫硝會加劇CPM 的排放。提高脫硝效率，催化劑層數需要增加，SCR脫硝裝置之后布置的空氣預熱器、低溫省煤器出現堵塞的機會升高，煙氣阻力增大，帶來能耗的增加。能耗的增加是一種變相的污染物排放濃度升高。若進行更深度的脫硝，當出口NOx達不到排放標準的時候，運行人員通常會選擇提高噴氨量的做法。在脫硝效率超過一定的平衡點后，可能會出現減排的氮氧化合物濃度不如增加的氨逃逸、SO3生成濃度多，會出現減排控制悖論。

再以噴淋塔濕法脫硫為例，若從2000mg/m3 的原煙氣SO2濃度降低至100mg/m3，建設三層噴淋層即可實現，每層噴淋層的邊際效應為633mg/m3。提高脫硫效率的方法比較多，包括煙氣整流、使用托盤、使用旋匯耦合、串塔布置、使用高效噴嘴等。為方便表述，僅以增加噴淋層的層數代表提高脫硫效率的途徑。若降低至35 mg /m3，通常須增加至四層噴淋層，第四層噴淋層邊際效應僅為65mg/m3。天津市出臺了更嚴格的污染物排放標準( 征求意見稿) ，要求新建機組達到10mg/m3 的標準。若再增設一層噴淋層的話，第五層噴淋層的邊際效應僅為25mg/m3。由于噴淋層數的增多，脫硫產生的次生顆粒物硫酸鈣、碳酸鈣的粒數濃度可能會增加。

若進一步降低脫硫裝置出口處的霧滴濃度，還需要增加除霧器層數，或者采用濕式電除塵等工藝手段。噴淋層增加和除霧能力提高，煙氣阻力會增大，增大引風機電耗; 循環漿液泵的投入數量增加也會明顯增加電耗，脫硫能耗增加明顯。

超低排放技術不是直接針對CPM去治理的，其對CPM濃度降低的作用起到輔助作用，但對于特定污染物，某些技術是負邊際效應。如，提高SCR法脫硝排放標準，會帶來氨氣、SO3排放濃度的升高。在某些情況下，若控制常規污染物濃度方法不當，對于CPM濃度的控制貢獻不大，甚至是負邊際效應。如，對高溫煙氣采用廢氨水脫硫，可以控制SO2濃度達到很低的水平，但會造成氨氣氣溶膠等CPM的上升，若再去治理氣溶膠，一方面治理困難，另一方面，治理成本反而會更高。

在超低排放標準的基礎上，再進一步提高常規污染物的排放濃度，帶來的邊際效應顯著遞減，不但投資顯著增大，技術難度顯著提高，運行維護費用、能耗也會顯著增高，能夠帶來的減排量已經微乎其微，環境收益和投入之間的比值非常低。武安君等認為，污染物減排不能等同于霧霾治理，霧霾治理要抓住主要矛盾。因此，在當前階段，若非必要，常規污染物排放濃度達到超低排放標準，再降低排放濃度的意義不是很大。為盡快治理霧霾，除了做好常規污染物排放濃度仍較高的產業的治理外，有限的財力物力應當盡快投放到環保邊際效應比較高的CPM治理方面。

3 可凝結顆粒物治理應當標準先行

國內針對CPM的危害、治理等已經有了一定研究。為控制致霾污染物，隨著認識的深入，部分地方出臺了治理霧霾的地方環保標準或規定，但是均沒有直接針對CPM，所給出的治理方向比較發散。部分鋼鐵、電力企業進行了煙氣脫白治理的實踐和研究，取得了一定的成效。

如表2 所示，列出了近期國內幾個地方出臺的實施或征求意見的地方標準、規定的情況。其中，上海規定了硫酸霧( SO3) 的排放濃度; 杭州規定了SO3、氨氣的排放濃度，并要求對石膏雨、有色煙羽治理; 天津對新建機組規定了更嚴格的常規污染物排放標準，可以稱之為“超超低排放”，關于煙氣溫度濕度和再加熱的規定，實質是對有色煙羽的治理;河北省邯鄲和唐山市、山西省臨汾市等提出了煙氣脫白要求。

歸納起來，這些規定都和CPM排放濃度的控制有相關性，含糊的脫白、白煙治理規定，顯然難以作為可有效操作執行的標準; SO3、NH3排放濃度規定可操作執行，但是所控制污染物包括了CPM的重要組成部分，不能全面反映CPM的控制效果; 測試SO3不包括硫酸根量、測試NH3不包括銨根量的情況下，測試的濃度值會明顯偏低; 控制煙氣溫度和濕度，與CPM實際排放控制之間的關系不明確，且控制溫度濕度情況下，再進行煙氣加熱，煙氣“脫白”治理成本非常高昂。

從這些地方的規定可以看出，煙氣中CPM的環境危害已經引起了政府部門的高度重視，并且已經付諸行動。從另外一個側面說明，對于煙氣中CPM的治理，認識上仍然存在差異; 在治理途徑上，仍缺乏更深入的認識。如果治理途徑不能直接有效降低致霾污染物排放濃度，可能會造成治理費用的浪費，治理成本的提高，治理周期的延長。因此，迫切需要從國家層面上盡快制定并實施CPM排放濃度標準、監測標準。從簡化排放標準角度看，可以考慮只控制總的顆粒物排放濃度，不區分CPM與FPM。

4 可凝結顆粒物排放標準應當區別對待干濕煙氣

1996年頒布執行的國標法測定顆粒物濃度，測量對象基本上是濕法脫硫經GGH加熱后的煙氣，或者是干法、半干法脫硫的凈煙氣，煙氣中基本不含液態水。在干煙氣條件下，CPM和FPM、水溶性離子之間基本不發生相互轉換的情形。2012 年后，為滿足更嚴格的環保排放標準的要求，多數燃煤電廠原有的GGH大量被拆除、新建機組通常不采用MGGH，以濕煙囪方式排放飽和濕煙氣，煙氣中所含液態水濃度顯著高。濕煙囪條件和干煙氣條件下，煙氣中顆粒物的形態分布有著明顯的差異。

濕煙氣條件下，煙氣中的顆粒物成分之間可以發生相互轉化。表現在以下幾個方面:

( 1) 煙氣中含有一定濃度的霧滴，霧滴為液態水稀釋了的脫硫漿液。脫硫塔除霧器之后測試的霧滴濃度指標，是指剔除了含固物后的脫硫漿液量，而脫硫漿液中包含了較高濃度的水溶性離子。胡月琪等的研究可以驗證，石灰石脫硫工藝凈煙氣霧滴中的水溶性離子濃度相對較低，而鈉法、氨法脫硫工藝由于脫硫副產物溶解度非常高，凈煙氣霧滴中的水溶性離子濃度比較高。

( 2) 煙氣中FPM 向水溶性離子轉變。由于煙氣中大量凝結液滴的存在，在濕煙囪、煙羽范圍內，煙氣中的SO2和凝結液滴反應生成亞硫酸，并進一步被氧化生成硫酸液滴，增加液滴中的硫酸根、亞硫酸根的濃度，而SO3、HCl、HF、NH3等物質進入液態水中，煙囪內的液滴具有很強的酸性，pH值大約在2 左右，在強酸性條件下，煙氣中的FPM中，脫硫次生顆粒物中溶解度低的硫酸鈣會溶解于強酸液中、碳酸鈣會和強酸間發生反應生成水溶性離子，沒有脫除的粉煤灰顆粒物中的金屬氧化物和強酸反應生成水溶性離子。

( 3) 濕煙囪條件下，SO2能夠生成硫酸液滴，一定程度上具有SO3CPM的特征，同時，由于SO2在濕煙囪內不足以全部轉化生成硫酸液滴，一部分

SO2仍以氣態形式排放。因此，SO2兼有常規氣態污染物和CPM的特征。CEMS裝置通常安裝在水平煙道或煙囪下部，濕煙囪條件下，CEMS不能準確反映煙囪出口處的SO2濃度。如何對待SO2排放濃度的檢測結果，如何判定SO2在煙囪出口處，以及煙羽范圍內的SO2排放形式，是否需要折算、以及如何折算成CPM，是個值得探討的問題。

若用MGGH對煙氣進行加熱，則煙囪內煙氣重新進入不飽和狀態，沒有液態水的存在，煙氣中的SO2無從轉化為硫酸液滴，FPM 也無從轉化為水溶性離子。另外，由于GGH 的加熱作用，煙氣中的霧滴在換熱元件表面發生液態水的蒸發，液滴中的水溶性離子部分在換熱元件表面凝結，減少了水溶性離子的排放濃度，部分水溶性離子轉化為FPM 排放。因此，GGH 的作用不僅是提高煙氣的抬升擴散能力、避免煙囪內壁腐蝕，更重要的是煙氣變為不飽和煙氣，一定程度減少CPM 的排放濃度。而水溶性離子濃度、CPM濃度高低，對于顆粒物粒數濃度會有影響。使用MGGH 基本消除了白色煙羽，但是，消除白色煙羽不應當是使用MGGH 的主要目的。相對于濕法脫硫而言，如果采用干法脫硫、半干法脫硫，基本上不存在濕煙氣產生的問題。

基于以上分析，干煙氣和濕煙氣的CPM排放濃度會不同。對于濕煙囪內、以及煙羽范圍內，CPM的轉化生成情況的研究還很少，從定性看，影響會比較明顯。當制定CPM 排放濃度標準時，宜在測試研究的基礎上，對干濕煙氣情形適當區別對待。對于濕煙氣條件，CPM排放濃度應當要求更嚴格。

5 采取合理措施治理可凝結顆粒物排放濃度，避免進入治理誤區

減少CPM排放濃度，需要綜合考慮CPM的生成、煙氣常規污染物治理和CPM治理的協同、經濟合理的CPM脫除等措施，并且要避免進入治理誤區。周勇等對濕法脫硫致霾進行了分析，對控制可溶鹽排放問題進行了呼吁，并提出了一定的治理措施。

控制CPM的生成可以包括減少爐膛內燃燒階段的污染物生成，脫硝環節減少氨逃逸、減少SO2氧化生成SO3的比例等。

CPM的協同治理是一個努力方向。在空氣預熱器與干式電除塵間設置煙氣冷卻器，將煙氣溫度從120～130℃降低到90℃左右，由于在該溫度范圍大部分SO3發生凝結，沉積在灰顆粒表面，能有效脫除SO3。提高除霧器、濕式電除塵等的除霧效果，通過深度除霧，能夠有效降低霧滴濃度，并一定程度脫除硫酸霧。對于氨法、鈉法、鎂法脫硫，尤其要注重控制霧滴濃度，降低煙氣中水溶性離子的濃度。通過深度脫硫，降低凈煙氣中的SO2濃度，可以降低SO2在濕煙氣中生成硫酸液滴的量。

針對CPM的脫除措施，目前比較有效的措施是冷凝法。冷凝法可以實現有效降低煙氣中的CPM，并回收煙氣中的部分水份。對于缺水區域，部分回收煙氣中的水分意義明顯。同時，冷凝法還能實現有色煙羽治理。冷凝法存在的主要問題是如何獲得經濟、可行的冷源。

應當指出的是，采用冷凝法的目的不應該主要是為了實現“脫白”，而“脫白”的目的應當主要圍繞降低污染物的排放濃度。“脫白的方法有多種，例如，使用MGGH可以實現“脫白”，但對于降低CPM排放濃度作用比較有限，也不能降低煙氣中的含水量，投資不小，能耗不低。即使在城市建成區域、環境敏感區域等對白色煙羽有特殊要求的區域內，也應當盡可能采用以脫除污染物為目標的“脫白”手段。

檢驗CPM的排放是否達標，其標準應當是CPM的排放濃度。通過控制煙氣的溫度、濕度等，不是治理目標，只能是一個過渡期內的、間接的控制CPM濃度的一種監測控制手段。如果通過煙氣的深度治理，凈煙氣能夠滿足CPM的排放濃度要求，就沒有必要進行“脫白”治理。反過來，如果采取了“脫白”措施，但是CPM排放濃度不能達到一定標準，就不能認定為達標排放。合理的“脫白”方法是有效治理煙氣中CPM排放濃度的一種手段，而不應當作為治理污染物的追求目標，本末不可倒置。

6 結語

(1) 燃煤鍋爐凈煙氣中CPM的排放濃度比較高，治理CPM 排放的環保邊際效應高。

(2) 達到超低排放標準的基礎上，再提高常規污染物排放標準的環保邊際效應非常低。

(3) CPM治理應當標準先行，目前國內已有的地方規定非常發散，不利于CPM的有效治理。

(4) CPM排放標準應當區別對待干濕煙氣，對于濕煙氣排放應當采取更嚴格的排放標準。

(5) 采取合理措施治理CPM排放濃度，避免進入治理誤區。