趙文滔，趙 毅，李 釗，洪培斌，孫旭冉

（華北電力大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，北京 102206）

近幾年，燃煤電廠中硫氧化物（SOx）的排放受到了廣泛關(guān)注。SOx是世界上主要的大氣污染物，在大氣中主要以SO2和SO3的形式存在[1]。據(jù)統(tǒng)計，美國75%~85%的燃煤機組采用選擇性催化還原（SCR）脫硝技術(shù)后，SO3的排放質(zhì)量濃度高達68 mg/m3[2]。燃煤煙氣中SO3的大量排放會引起酸沉降，促進SO3氣溶膠（硫酸霧）的形成，造成霧霾污染，危害人體健康[3]，且SO3還能與煙氣中的氨或氯化物反應(yīng)形成亞微米級氣溶膠，產(chǎn)生白煙[4]。在低溫下，SO3與煙氣中的水分結(jié)合形成H2SO4(g)，當(dāng)煙溫降至酸露點以下時，H2SO4(g)冷凝，對管道系統(tǒng)和設(shè)備造成腐蝕。同時，SO3易與逃逸的NH3結(jié)合產(chǎn)生NH4HSO4（ABS），這是一種黏性并具有腐蝕性的物質(zhì)[5]，能夠堵塞、腐蝕空氣預(yù)熱器（空預(yù)器），導(dǎo)致空預(yù)器熱損失增大，并使SCR活性催化劑失活。另外，SO3會與Hg競爭粉煤灰上的活性吸附位點[6]，降低了燃煤電廠的脫汞效率。

鑒于SOx對人體健康和生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生極大危害，各國對此均出臺了嚴(yán)格的大氣污染物排放標(biāo)準(zhǔn)。美國23個州出臺的燃煤電廠排放標(biāo)準(zhǔn)中嚴(yán)格規(guī)定SO3的排放限值為0.6 mg/m3（標(biāo)況，下同）。德國規(guī)定燃煤電廠（單位裝機容量>300 MW）每日平均SOx（SO2+SO3）的排放限值為200 mg/m3。我國《火電廠大氣污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》也在不斷完善，2014年國務(wù)院辦公廳發(fā)文要求新建燃煤電廠大氣污染物排放標(biāo)準(zhǔn)必須接近于燃?xì)鈾C組排放標(biāo)準(zhǔn)。杭州2018年出臺SO3排放標(biāo)準(zhǔn)，規(guī)定排放限值為5 mg/m3。河北、上海、山東等省市相繼制定出更為嚴(yán)格的《燃煤電廠大氣污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》，推動燃煤電廠早日達到國家超低排放要求。本文著重介紹燃煤煙氣中SO3的形成原因和SO3協(xié)同脫除技術(shù)發(fā)展現(xiàn)狀，對多種SO3檢測技術(shù)進行分析對比，為實現(xiàn)SO3高效協(xié)同脫除提供借鑒。

1 SO3生成

1.1 鍋爐系統(tǒng)

目前，我國電廠燃煤中的硫主要通過燃燒過程轉(zhuǎn)化成SO2，再釋放到煙氣中，由于鍋爐內(nèi)存在富余氧氣，將SO2進一步氧化為SO3。此外，鍋爐飛灰中含有Fe2O3等物質(zhì)，F(xiàn)e2O3具有催化作用，進而促進SO2轉(zhuǎn)化成SO3[7]。而鍋爐中SO3的轉(zhuǎn)化率主要受鍋爐中煙氣溫度、過量空氣系數(shù)、飛灰成分等因素影響[8]。Marier等人[9]研究發(fā)現(xiàn)Fe2O3的催化能力隨溫度增加而增加，但到達一定溫度時其催化能力隨溫度增加而降低，在700~800 ℃時其催化能力最強。在實際燃燒條件下，煤粉鍋爐和循環(huán)流化床鍋爐煙溫分別達到900~1 000 ℃和800~900 ℃[1]，因此在實際應(yīng)用中SO3的轉(zhuǎn)化率可能更低。另外，較高的過量空氣系數(shù)也會提供更多的O2，進而促進SO3的生成[10]。煤炭燃燒過程中大部分硫氧化為SO2，但仍有少量的SO3產(chǎn)生，其轉(zhuǎn)化率約為0.1%~1.0%[11]。

1.2 SCR脫硝系統(tǒng)

SCR脫硝系統(tǒng)SCR催化劑在促進NOx脫除的同時也加速了SO3的生成，且SCR脫硝系統(tǒng)所生成的SO3在燃煤煙氣SO3排放總量中占比較大。燃煤煙氣與SCR催化劑接觸時，SO2通過SCR催化劑生成SO3[12-13]。

燃煤電廠中主要的商用SCR催化劑為釩基催化劑，催化劑的主要活性物質(zhì)是V2O5。V2O5對SO2的氧化能力高于其他的過渡金屬氧化物。研究發(fā)現(xiàn)即使O2體積分?jǐn)?shù)為0，SO2經(jīng)過V2O5也會生成SO3，這表明V2O5中的氧原子參與了SO2的氧化[14]。SO3(g)的生成過程伴隨著高價釩（V5+）和低價釩（V3+）之間的轉(zhuǎn)化，可分為3個過程：1）SO2(g)通過羥基化學(xué)吸附在載體表面；2）SO2被高價釩氧化形成SO3；3）吸附的SO3被解吸形成氣態(tài)SO3。另外，V2O5可以催化NOx的還原，促進V3+向V5+的轉(zhuǎn)化，從而促進SO2的催化氧化反應(yīng)，導(dǎo)致SO3顯著增加[15]。SCR脫硝系統(tǒng)中SO2/SO3轉(zhuǎn)化率為0.5%~2.0%[16]?？梢?，在SCR催化劑的促進作用下，SO3生成量增幅較大。

2 SO3脫除技術(shù)

目前，國內(nèi)燃煤電廠大多進行了煙氣超低排放技術(shù)改造，改造后的超低排放流程如圖1所示。由圖1可見，鍋爐燃燒過程和SCR反應(yīng)器中產(chǎn)生的SO3依次流經(jīng)空預(yù)器（APH）、低低溫電除塵器（LLT-ESP）/電袋復(fù)合除塵器（ESP-FF）、石灰石-石膏濕法脫硫系統(tǒng)（WFGD）、濕式電除塵器（WESP）。上述環(huán)保設(shè)備均對SO3有一定的脫除作用。

2.1 降低SCR催化劑對SO3的轉(zhuǎn)化

低SO2氧化率脫硝催化劑已成為當(dāng)前的一項研究熱點，可通過抑制催化劑對SO2的氧化降低SO3的轉(zhuǎn)化量，進而達到較高的SO3脫除效果。燃煤煙氣中SO3以SO3(g)、H2SO4(g)、H2SO4氣溶膠3種形式存在。脫硝前，SO3以氣態(tài)形式存在；在SCR反應(yīng)器至空預(yù)器段，SO3(g)和H2SO4(g)共同存在。

李鋒等[17]發(fā)現(xiàn)將V2O5的質(zhì)量分?jǐn)?shù)控制在0.8%~1.2%時，SO2的氧化效率不大于1%，可有效減少SO3的生成。周濤等[18]提出SCR反應(yīng)器中加入WO3或MoO3做助催劑，可擴大SCR反應(yīng)器的溫度范圍，并降低SO2/SO3轉(zhuǎn)化率。Schwaemmle等人[19]研究了蜂窩狀V2O5催化劑的幾何特征對SO2/SO3轉(zhuǎn)化率的影響，發(fā)現(xiàn)減少催化劑壁厚和催化劑通道單元質(zhì)量對SO2/SO3轉(zhuǎn)化率的降低有促進作用。LU J Y等[20]探究了催化劑載體中SiO2質(zhì)量分?jǐn)?shù)對SO3轉(zhuǎn)化率的作用，當(dāng)SiO2質(zhì)量分?jǐn)?shù)超過5%時，隨著SiO2質(zhì)量分?jǐn)?shù)繼續(xù)增加，SO3轉(zhuǎn)化率至少降低20%，當(dāng)SiO2質(zhì)量分?jǐn)?shù)超過9%時，SO3轉(zhuǎn)化率降低了40%。FANG Z T等[21]發(fā)現(xiàn)當(dāng)釩和硅共存時，增加SiO2質(zhì)量分?jǐn)?shù)有利于抑制SO2的氧化，表明SCR催化劑中的SiO2可有效降低SO3轉(zhuǎn)化率。由于在普通催化劑中SiO2質(zhì)量分?jǐn)?shù)占3%~8%，在個別催化劑中其質(zhì)量分?jǐn)?shù)達到10%，因此建議在實際應(yīng)用中可適當(dāng)增加SiO2質(zhì)量分?jǐn)?shù)以減少SO3生成。此外，NH3噴入量增加有助于SO3的生成，因為NH3可促進SO2與V5+-OH反應(yīng)形成中間產(chǎn)物HSO4-，HSO4-進而與催化劑反應(yīng)生成SO3[22]。實現(xiàn)NH3噴入量的最佳注射，不僅可降低SO3轉(zhuǎn)化率，也可有效減少氨逃逸，使SO3協(xié)同脫除更具經(jīng)濟性。

2.2 空預(yù)器對SO3的協(xié)同脫除

由于空預(yù)器可冷卻煙氣，加熱助燃空氣，因而燃煤煙氣經(jīng)過空預(yù)器后，形成硫酸霧并冷凝形成H2SO4液滴，使得SO3(g)濃度顯著降低。趙毅等[23]采用超低排放設(shè)備對SO3進行采樣分析實驗，研究了SO3的遷移特性，實驗發(fā)現(xiàn)空預(yù)器溫度低于200 ℃時，SO3轉(zhuǎn)化成H2SO4蒸氣，溫度越低，H2SO4蒸氣轉(zhuǎn)化量越多，當(dāng)溫度低至110 ℃時，SO3基本以H2SO4蒸氣形式存在，H2SO4蒸氣可凝結(jié)在煙塵顆粒上與飛灰中的堿性組分結(jié)合，使得硫被固定在飛灰中，進而在后續(xù)裝置中脫除。空預(yù)器對SO3的脫除效率可達10%~15%[24]。

2.3 低低溫電除塵器和電袋除塵器對SO3的協(xié)同脫除

傳統(tǒng)靜電除塵器（ESP）最佳運行溫度為125~145 ℃[25]。經(jīng)過空預(yù)器后SO3被飛灰吸附，進入除塵器時基本以H2SO4蒸氣存在，因此H2SO4蒸氣不易通過凝結(jié)吸附而脫除，SO3脫除率受到限制。在燃煤電廠超低排放技術(shù)改造中，部分燃煤電廠安裝了低低溫電除塵器（LLT-ESP），可協(xié)同脫除細(xì)顆粒物和SO3。與常規(guī)ESP相比，LLT-ESP在ESP進氣口前端安裝了低溫省煤器，可將煙溫降至酸露點以下[26]。由于在低溫環(huán)境下，H2SO4霧滴易吸附在飛灰表面，酸霧與飛灰中的堿性物質(zhì)中和[27]，可有效提高除塵器對SO3的協(xié)同脫除。ESP、LLT-ESP對SO3的脫除率分別約為26.25%、63.68%[1]。

在燃煤電廠超低排放改造中，部分燃煤電廠選擇安裝了電袋復(fù)合除塵器（ESP-FF）。布袋除塵器（FF）、電袋復(fù)合除塵器（ESP-FF）的SO3脫除率分別可達54.74%和82.96%[1]。在布袋除塵器中，飛灰沉積在濾袋表面，由于濾袋具有較大的表面積，降低了煙氣流速，有利于增加飛灰與SO3的反應(yīng)時間[26]。同時，SO3與飛灰中的堿金屬或堿土金屬氧化物反應(yīng)，可避免沉積在濾袋上的SO3脫附，高效吸收煙氣中的SO3[1]。另外，飛灰在布袋除塵器周圍形成濾餅，亦有助于提高SO3脫除率。因此，ESPFF結(jié)合了ESP和FF的優(yōu)勢，極大地提高了除塵裝置對煙氣中SO3的協(xié)同脫除率。此外，SO3在煙塵顆粒表面的沉降速率受到飛灰的化學(xué)成分和飛灰與SO3質(zhì)量比（DDS）的影響。

2.4 脫硫系統(tǒng)對SO3的協(xié)同脫除

濕法煙氣脫硫是目前燃煤電廠主要的脫硫手段。煙氣通過濕法煙氣脫硫系統(tǒng)（WFGD）時，煙溫降低至酸露點以下，煙氣中的SO3迅速冷卻，形成亞微米級別的H2SO4氣溶膠，H2SO4氣溶膠與吸收塔漿液逆向交匯，相互凝結(jié)，使得部分氣溶膠被捕集，吸收塔漿液和H2SO4氣溶膠的反應(yīng)產(chǎn)物以及未參加反應(yīng)的吸收劑可利用濕式電除塵器捕集。粒徑較大的H2SO4氣溶膠可通過與漿液液滴發(fā)生慣性碰撞而脫除[28]。但大量的亞微米氣溶膠粒徑小，不易通過慣性碰撞而捕集[29]，因此WFGD對SO3的脫除率較低。目前，燃煤電廠正常運行的單塔WFGD對SO3脫除率僅為25%~50%[30]。

另外，煙氣在吸收塔內(nèi)流速較高，漿液對SO3的吸收速率低于SO2的吸收速率，SO3很快形成H2SO4氣溶膠，氣溶膠溶解度低，在煙氣與漿液逆向流動時極易被帶出吸收塔，進而降低SO3脫除率[31]。PAN D P等[32]考察了不同脫硫系統(tǒng)中SO3的脫除效率，研究表明，與傳統(tǒng)的脫硫系統(tǒng)相比，雙塔雙循環(huán)脫硫系統(tǒng)SO3脫除效果更佳。莫華等[33]探究超低排放下燃煤電廠通過使用不同的濕法脫硫技術(shù)對SO3的脫除效果，空塔脫硫、海水脫硫、單托盤脫硫、雙托盤脫硫、旋匯耦合脫硫技術(shù)對SO3的脫除率分別為18%、40%、60%、75%、86%，雙托盤脫硫和旋匯耦合脫硫技術(shù)呈現(xiàn)出較高的SO3脫除率。陳鵬芳等[34]分別測量了2臺350 MW負(fù)荷率分別為52%和100%的燃煤電廠發(fā)電機組，1臺300 MW負(fù)荷率為100%的燃煤發(fā)電機組，以及1臺12 MW負(fù)荷率為100%的燃煤發(fā)電機組，發(fā)現(xiàn)濕法脫硫技術(shù)對SO3的脫除效率為41.21%~77.80%，裝機容量相同時，SO3脫除率隨機組負(fù)荷率增大而增大，而機組負(fù)荷率相同時，SO3脫除率隨機組裝機容量增大而增大。

近年，除了濕法煙氣脫硫之外，干法煙氣脫硫也逐漸受到人們的廣泛關(guān)注。與濕法脫硫相比，干法脫硫?qū)O3的協(xié)同脫除率高，但其對SO2的脫除率普遍偏低。噴射堿性吸附劑在干法脫硫中應(yīng)用廣泛，堿性吸附劑主要分3類：1）鈣基吸附劑，一般為CaO、Ca(OH)2、CaCO3；2）鈉基吸附劑，主要為Na2CO3、NaHCO3、NaHSO3、天然堿；3）鎂基吸附劑，一般為MgO和Mg(OH)2。研究表明，鈣基吸附劑中Ca(OH)2是最活潑的，且價格低廉，但SO3脫除效率偏低，當(dāng)Ca與SO3摩爾比為8:1~17:1時，SO3去除率可達到80%[35]。鎂基吸附劑通常噴入爐內(nèi)以減少SO3的形成，當(dāng)溫度在350~400 ℃時，Mg(OH)2比Ca(OH)2更有活性，但高溫會使MgO完全燃燒，導(dǎo)致SO3脫除效率降低[36]。Maziuk[37]發(fā)現(xiàn)天然堿（Na2CO3·NaHCO3·2H2O）與SO3反應(yīng)活性強，且以干燥形式噴射對SO3脫除效果較好，在天然堿與SO3的摩爾比約為1.5:1.0的條件下可獲得超過90%的SO3脫除效率?？梢?，綜合考慮堿性吸附劑的SO3脫除效率、經(jīng)濟性、實用性，認(rèn)為鈉基吸附劑最為有效。

此外，脫硫系統(tǒng)入口煙氣溫度、液氣比（LLG）、漿液液滴粒徑等參數(shù)也是影響SO3脫除率的主要因素。研究發(fā)現(xiàn)，SO3去除率隨LLG增加而增加，這是由于LLG增加使得傳質(zhì)面積增加，進而增加了硫酸氣溶膠和漿液液滴碰撞的可能性。大量研究結(jié)果表明，減小漿液液滴粒徑可增加比表面積和漿液液滴濃度，從而增加對H2SO4氣溶膠的捕集。潘丹萍等[38]通過實驗研究發(fā)現(xiàn)，降低脫硫系統(tǒng)入口煙溫可導(dǎo)致SO3脫除率升高，當(dāng)煙溫降低時濕度增加，水蒸氣達到過飽和狀態(tài)并冷凝在氣溶膠上，促進SO3氣溶膠顆粒在過飽和環(huán)境下的凝結(jié)和生長，粒徑較大的氣溶膠從而更易于被捕集。此外，降低漿液溫度也有利于促進SO3脫除率的提升。

2.5 濕式電除塵器對SO3的協(xié)同脫除

在超低排放政策的推動下，我國大部分燃煤電廠均安裝了濕式電除塵器（WESP）[39]，常布置在WFGD后，可高效去除煙氣中的灰塵和氣溶膠[40]，同時實現(xiàn)多種污染物協(xié)同脫除。進入WESP的SO3主要以亞微米H2SO4氣溶膠形式存在，粒徑大多小于0.1 μm[41]，因而不易沉淀，脫除難度較大。研究人員在布魯斯·曼斯菲爾德電站開展中試試驗，發(fā)現(xiàn)WESP對H2SO4氣溶膠的脫除率為60%~70%。劉含笑等[42]分析了大量實驗數(shù)據(jù)發(fā)現(xiàn)，WESP對H2SO4氣溶膠的脫除率為50%~90%。為了優(yōu)化WESP性能，鄭成航等[43]設(shè)計出一種新型的穿孔預(yù)充電器，燃煤電廠在WESP后加裝預(yù)充電器，可將SO3脫除率提升至95.8%，此外在預(yù)充電器后安裝熱交換器可將SO3脫除率進一步提升至97.8%。

PAN D P等[44]探究了在WESP中H2SO4氣溶膠粒徑對其脫除率的影響，研究表明，在50 kV工作電壓下，當(dāng)氣溶膠粒徑小于0.1 μm，伴隨氣溶膠粒徑的減小，H2SO4氣溶膠脫除率增加，當(dāng)氣溶膠粒徑大于1.0 μm，伴隨著氣溶膠粒徑增加，H2SO4氣溶膠脫除率增加，當(dāng)氣溶膠粒徑在0.1～1.0 μm，H2SO4氣溶膠脫除率顯著下降。PAN D P等[44]深入探究了WESP入口SO3質(zhì)量濃度對硫酸氣溶膠脫除率的影響，在工作電壓50 kV、入口煙溫55 ℃下，WESP入口SO3質(zhì)量濃度從15.5 mg/m3增至45.7 mg/m3，硫酸氣溶膠脫除率從59.2%降至50.3%。研究還發(fā)現(xiàn)[44]，這是由于WESP入口的硫酸氣溶膠主要為亞微米氣溶膠，這些氣溶膠濃度高粒徑小，捕集了大量帶電離子，抑制了WESP中的電暈電流，因而高濃度入口SO3降低了WESP性能，導(dǎo)致硫酸氣溶膠脫除率降低。另外，隨著工作電壓增加，H2SO4氣溶膠脫除率也會增加。這是由于在高電壓下電暈區(qū)發(fā)生電子雪崩，在電暈外圍產(chǎn)生帶電離子，煙氣中的顆粒易與帶電離子結(jié)合，從而在靜電場作用下聚集在沉淀電極中，當(dāng)工作電壓增加時，電子雪崩強度和帶電粒子向沉淀電極遷移的速度增加，因此，H2SO4氣溶膠去除率進而增加。

3 燃煤煙氣中SO3檢測技術(shù)

由于燃煤煙氣中SO2質(zhì)量濃度高、水分含量高、含有顆粒物，且SO3的反應(yīng)活性強、質(zhì)量濃度低，當(dāng)溫度低于500 ℃時SO3易轉(zhuǎn)化為H2SO4，因此，燃煤煙氣中SO3質(zhì)量濃度難以準(zhǔn)確測量。目前，SO3檢測方法主要有控制冷凝法（CCM）、異丙醇吸收法（IPA）、鹽吸收法和Pentol分析儀檢測法等。表1總結(jié)了不同SO3檢測技術(shù)特點。

表1 SO3檢測技術(shù)特點Tab.1 The characteristics of several SO3 detection technologies

與其他檢測技術(shù)相比，CCM的實際應(yīng)用相對廣泛。采用控制冷凝法檢測SO3工藝流程如圖2所示[45]。由圖2可見：采樣時取樣槍保持在280 ℃以確保H2SO4完全轉(zhuǎn)化為氣態(tài)，燃煤煙氣依次通過石英過濾器、蛇形冷凝管，石英過濾器可將大量的粉塵顆粒去除；蛇形冷凝管溫度一般為60~85 ℃，煙溫降低后SO3冷凝形成硫酸霧，硫酸霧在冷凝管中利用離心力進而被吸附在冷凝管內(nèi)壁；利用去離子水或體積分?jǐn)?shù)為80%的異丙醇溶液（IPA）清洗冷凝管，采用鋇鹽滴定或離子色譜法檢測清洗液中的SO42-質(zhì)量濃度，從而確定煙氣中的SO3質(zhì)量濃度。

圖2 控制冷凝法示意Fig.2 Schematic diagram of the controlled condensation method

鹽吸收法最早由Kelman提出，通過NaCl與H2SO4反應(yīng)進而釋放出HCl，實現(xiàn)對SO3質(zhì)量濃度的間接測量，檢測示意如圖3所示[26]。

圖3 鹽吸收法示意Fig.3 Schematic diagram of the salt absorption method

Vainio等人[46]通過實驗研究和實際應(yīng)用的方式，分別檢驗了鹽吸收法對煙氣中SO3質(zhì)量濃度檢測的準(zhǔn)確性，結(jié)果均顯示檢測值較精確。Vainio等人[47]還研究了鹽吸收法采用KCl、NaCl、CaCl2、K2CO3對SO3質(zhì)量濃度檢測準(zhǔn)確性的影響，結(jié)果表明，NaCl和KCl對煙氣中H2SO4的吸收效果較好，SO3質(zhì)量濃度檢測誤差偏小，但CaCl2和K2CO3對SO3質(zhì)量濃度的檢測值偏高。

IPA是目前另一種應(yīng)用較為廣泛的SO3檢測方法，根據(jù)美國環(huán)保署（EPA）頒布的標(biāo)準(zhǔn)方法改進而來，一些國家將其作為SO3的標(biāo)準(zhǔn)檢測方法。IPA利用體積分?jǐn)?shù)為80%的異丙醇溶液選擇性吸收SO3，同時抑制SO2的干擾[48]，通過鋇鹽滴定法或離子色譜法測定SO42-質(zhì)量濃度，測定過程示意如圖4所示[49]。采樣時首先將煙氣通入異丙醇溶液吸收SO3，再用體積分?jǐn)?shù)為3%的H2O2溶液吸收其中的SO2，并將采得的煙氣用干燥劑干燥后排出，且在煙氣取樣過程中洗氣瓶均應(yīng)置于0 ℃冰浴中。考慮到部分SO2會溶于異丙醇溶液，一些研究者建議對SO3采樣后用氬氣等惰性氣體沖洗異丙醇溶液[49]，且應(yīng)盡快分析SO42-質(zhì)量濃度以減少SO2氧化所引起的測量誤差。

圖4 異丙醇吸收法示意Fig.4 Schematic diagram of the isopropanol absorption method

Pentol SO3分析儀檢測法是在IPA吸收法基礎(chǔ)上進行了改進。與IPA吸收法不同的是，Pentol SO3分析儀可實現(xiàn)連續(xù)在線監(jiān)測SO3，但該法操作要求較為嚴(yán)格。Pentol SO3分析儀檢測法示意如圖5所示[50]。

圖5 Pentol SO3分析儀檢測法示意Fig.5 Schematic diagramofthePentol SO3 analyzer detection method

由圖5可見，當(dāng)煙氣與IPA吸收液反應(yīng)時，煙氣中的SO3被吸收并以SO42-的形式存在于IPA溶液中，再采用氯冉酸鋇（BaC6O4Cl2）進行滴定，反應(yīng)生成氯冉酸離子（HC6O4Cl-），HC6O4Cl-優(yōu)先吸收535 nm的光波，由于HC6O4Cl-與SO42-質(zhì)量濃度相同，可利用光學(xué)分析方法檢測HC6O4Cl-質(zhì)量濃度進而獲得煙氣中的SO3質(zhì)量濃度。

可見，鹽吸收法、異丙醇吸收法和Pentol SO3分析儀會在一定程度上受到燃煤煙氣中SO2的影響，SO2質(zhì)量濃度越高，檢測誤差越大。因此，建議在后續(xù)探究過程中采用控制冷凝法檢測SO3質(zhì)量濃度。

4 結(jié)論及建議

1）燃煤電廠煙氣超低排放系統(tǒng)對SO3具有協(xié)同脫除作用。WFGD系統(tǒng)對SO3協(xié)同脫除效率偏低，應(yīng)深入研究SO3在脫硫塔中的凝結(jié)和生長機理，從而增加漿液液滴與SO3氣溶膠的碰撞概率。

2）應(yīng)加快高精度酸露點預(yù)測模型的研發(fā)，使其不僅適用于SO3，也可適用于HNO3、HCl等。另外，也應(yīng)著重研究SO3在線監(jiān)測技術(shù)，進一步優(yōu)化監(jiān)測時間和成本，以經(jīng)濟高效的監(jiān)測技術(shù)適應(yīng)更為嚴(yán)格的SO3排放標(biāo)準(zhǔn)。