廖永進(jìn), 楊富鑫, 馮 鵬, 李正鴻, 劉鶴欣, 譚厚章 , 陳志偉, 顧紅柏

(1. 廣東電網(wǎng)有限責(zé)任公司電力科學(xué)研究院, 廣東 廣州 510080；2. 西安交通大學(xué) 熱流科學(xué)與工程教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 陜西 西安 710049)

1 前 言

燃煤電廠是我國(guó)大氣顆粒物(particulate matter，PM)的主要來(lái)源之一。大氣中的可吸入顆粒物、可入肺顆粒物會(huì)引起人體呼吸、神經(jīng)、心血管等系統(tǒng)疾病[1-3]。為了改善我國(guó)大氣環(huán)境現(xiàn)狀，國(guó)家發(fā)改委、環(huán)境保護(hù)部、能源局聯(lián)合印發(fā)節(jié)能減排改造方案[4-5]，促使燃煤電廠對(duì)原有選擇性催化還原裝置(selective catalytic reduction, SCR)、靜電除塵器(electrostatic precipitator, ESP)、雙級(jí)串聯(lián)濕法脫硫塔工藝(two-stage wet flue gas desulfurization, WFGD)進(jìn)行改造并在脫硫裝置后增設(shè)濕式靜電除塵器(wet electrostatic precipitator, WESP)或?qū)渭?jí)脫硫塔升級(jí)為雙級(jí)脫硫塔，改善燃煤電廠煙氣顆粒物的排放情況。

眾多學(xué)者對(duì)改造后污染物控制設(shè)備脫除顆粒物的效果展開(kāi)了研究。Liu 等[6]研究發(fā)現(xiàn)，SCR 對(duì)超細(xì)顆粒物PM0.1-0.3脫除效果很差，甚至?xí)?dǎo)致其質(zhì)量濃度增加；閆克平等[7]研究發(fā)現(xiàn)顆粒物比電阻、高壓電源、ESP 本體選型等因素均會(huì)影響ESP 的脫除效果，需要多方面優(yōu)化實(shí)現(xiàn)超低排放；Xu 等[8]對(duì)300 MW 機(jī)組WESP 進(jìn)行了現(xiàn)場(chǎng)采樣，發(fā)現(xiàn)不同粒徑段顆粒物脫除效率均在70% 以上。WFGD 位于煙氣處理流程尾部，對(duì)控制污染物的排放起到至關(guān)重要的作用。然而單級(jí)WFGD 裝置對(duì)PM1的脫除效果一般，由于煙氣夾帶漿液甚至發(fā)生了PM1質(zhì)量濃度逆增長(zhǎng)現(xiàn)象[9-11]。Meij 等[12]測(cè)得WFGD 對(duì)顆粒物脫除效率約為90%，但脫硫出口處的顆粒物中包含10% 的石膏顆粒以及脫硫漿液蒸發(fā)析出的化合物。張周紅等[13]對(duì)超低排放燃煤機(jī)組WFGD 進(jìn)出口PM2.5樣品進(jìn)行水溶性離子分析，發(fā)現(xiàn)PM2.5中的SO42-、Cl-和Ca2+等含量明顯增加。雙級(jí)串聯(lián)雙循環(huán)脫硫工藝對(duì)顆粒物的脫除效果與單級(jí)WFGD 有著較為明顯的區(qū)別。鄧建國(guó)等[14]針對(duì)不同濕法脫硫工藝，估算了PM2.5脫除率(原煙氣PM2.5脫除效率)和新增率(WFGD 過(guò)程PM2.5新增效率)，結(jié)果表明：雙塔系統(tǒng)能夠明顯減少漿液攜帶。潘丹萍等[15]對(duì)比單塔、雙塔脫硫工藝對(duì)煙氣顆粒物的處理效果，發(fā)現(xiàn)雙塔過(guò)程煙氣攜帶漿液效應(yīng)更加明顯。周心澄等[16]研究指出雙塔系統(tǒng)對(duì)于微米級(jí)顆粒物的脫除效果明顯高于單塔，然而脫硫出口凈煙氣中亞微米級(jí)顆粒物所占比例高于單塔系統(tǒng)。以上研究表明目前雙級(jí)脫硫塔對(duì)細(xì)顆粒物尤其是亞微米顆粒物的脫除效果尚具爭(zhēng)議。

本文選取西安城區(qū)附近某配置雙級(jí)脫硫系統(tǒng)的300 MW 超低排放燃煤機(jī)組，采用低壓撞擊器(Dekati low pressure impactor, DLPI)取樣系統(tǒng)對(duì)各級(jí)污染物控制設(shè)備進(jìn)出口的顆粒物進(jìn)行取樣，并用石英濾膜采集雙級(jí)脫硫塔進(jìn)出口顆粒物，利用離子色譜儀測(cè)量顆粒物中的水溶性離子(water-soluble ions, WSIs)含量。對(duì)雙級(jí)脫硫塔以及相關(guān)系統(tǒng)脫除顆粒物效果深入分析，結(jié)合相關(guān)研究明確雙塔系統(tǒng)運(yùn)行過(guò)程與參數(shù)對(duì)漿液夾帶效應(yīng)的影響，為雙級(jí)脫硫系統(tǒng)的運(yùn)行優(yōu)化以及進(jìn)一步治理大氣顆粒物污染提供參考。

圖1 雙級(jí)串聯(lián)脫硫塔系統(tǒng)圖Fig.1 Schematic diagram of the WFGD system

2 試驗(yàn)對(duì)象與方法

2.1 試驗(yàn)對(duì)象

試驗(yàn)選取西安市城區(qū)附近某300 MW 經(jīng)過(guò)超低排放改造的燃煤機(jī)組，鍋爐為亞臨界自然循環(huán)煤粉爐，采用四角布置切圓燃燒方式。試驗(yàn)期間鍋爐運(yùn)行負(fù)荷為70% 額定負(fù)荷。如圖1與表1 所示分別為雙級(jí)WFGD 系統(tǒng)圖及其主要運(yùn)行參數(shù)。表1 中θinlet、θoutlet、α、v、t 分別表示進(jìn)口煙氣溫度、出口煙氣溫度、液氣比、空塔氣速、煙氣停留時(shí)間。

表1 雙級(jí)脫硫系統(tǒng)主要運(yùn)行參數(shù)Table 1 Operation parameters of WFGD

根據(jù)《固定污染源排氣中顆粒物測(cè)定與氣態(tài)污染物采樣方法》(GB/T 16157-1996)[17]，本次采樣點(diǎn)布置如圖2 所示。測(cè)點(diǎn)分別為SCR 進(jìn)口、SCR 出口、ESP 進(jìn)口、ESP 出口(WFGD 進(jìn)口)、WFGD 出口(WESP 進(jìn)口)、WESP 出口。在各測(cè)點(diǎn)處選取釆樣斷面，釆用網(wǎng)格布點(diǎn)法計(jì)算斷面各點(diǎn)流速，取其平均值作為斷面平均流速，最終選擇流速與平均流速最為接近的點(diǎn)為實(shí)際釆樣點(diǎn)。用煙氣分析儀以及熱電偶獲得各設(shè)備進(jìn)出口采樣點(diǎn)煙氣中氧氣體積分?jǐn)?shù)φ(O2)與煙氣溫度θ，結(jié)果如表2 所示。試驗(yàn)期間采集的入爐煤煤質(zhì)工業(yè)及元素分析結(jié)果見(jiàn)表3。

圖2 顆粒物采樣點(diǎn)示意圖Fig.2 Schematic diagram of PM sampling position

2.2 采樣技術(shù)

表2 污染物處理設(shè)備進(jìn)出口煙氣參數(shù)Table 2 Flue gas parameters at the inlet and outlet of air-pollution control devices

表3 煤的工業(yè)分析與元素分析Table 3 Proximate and ultimate analyses of coal

本次測(cè)試的采樣原理為等速采樣原理，根據(jù)DLPI 所收集到的顆粒物質(zhì)量與同時(shí)抽取的氣體體積，計(jì)算出顆粒物濃度。DLPI 采樣系統(tǒng)如圖3(a)所示，在采樣槍、切割器、DLPI 處加裝加熱保溫裝置以防止高濕煙氣冷凝，采用物理性質(zhì)穩(wěn)定的鋁膜收集顆粒物。濾膜取樣系統(tǒng)如圖3(b)所示，在WFGD 進(jìn)出口采用石英膜收集顆粒物。

圖3 顆粒物取樣系統(tǒng)Fig.3 Schematic diagram of the PM sampling system

2.3 分析方法

實(shí)驗(yàn)室中采用高精度百萬(wàn)分之一天平對(duì)采樣前后的鋁膜及石英膜進(jìn)行質(zhì)量稱量，得到煙氣中不同粒徑顆粒物的質(zhì)量濃度。標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下顆粒物質(zhì)量濃度的計(jì)算公式為

式中：ρB為標(biāo)準(zhǔn)狀況下顆粒物的質(zhì)量濃度，mg·m-3；mpi,0和mpi,1分別為采樣前后第i 級(jí)收集鋁膜的質(zhì)量，mg；V 為標(biāo)準(zhǔn)狀況下的采樣體積，m3。同時(shí)將式(1)所得顆粒物質(zhì)量濃度換算到標(biāo)準(zhǔn)狀況下氧氣體積分?jǐn)?shù)為6% 的煙氣中顆粒物的質(zhì)量濃度，mg·m-3。

在顆粒物的排放特征分析中，常采用質(zhì)量濃度的對(duì)數(shù)粒徑分布Dp-dρm·(dlog Dp)-1來(lái)表征任意兩級(jí)粒徑區(qū)間寬度的顆粒質(zhì)量濃度分布，計(jì)算方法如下：

式中：Δρm為對(duì)應(yīng)級(jí)顆粒物的質(zhì)量濃度，mg·m-3；Dp為顆粒物粒徑，μm；Δ(log)Dp為對(duì)應(yīng)級(jí)顆粒物粒徑范圍的上限、下限的對(duì)數(shù)之差。

取1/2 石英膜樣品放于50 mL 容量瓶中，采用水浴超聲法提取水溶性離子。用去離子水定容后放入超聲波清洗儀中進(jìn)行水浴超聲，超聲時(shí)間控制在30 min 以內(nèi)防止過(guò)熱；超聲后用0.22 μm 混纖-水系過(guò)濾頭過(guò)濾，得到待測(cè)樣品清液；用C18 萃取小柱脫除有機(jī)物以排除其干擾。樣品處理得當(dāng)后采用離子色譜儀測(cè)量樣品中陰離子和陽(yáng)離子濃度。

顆粒物及水溶性離子脫除效率計(jì)算公式為

式中：η 為顆粒物或水溶性離子的脫除效率，%；ρin、ρout分別為污染物處理設(shè)備進(jìn)、出口污染物或水溶性離子的質(zhì)量濃度(標(biāo)準(zhǔn)狀況、干基、6% O2)，mg·m-3。

2.4 樣品質(zhì)量控制及質(zhì)量保證

采樣前嚴(yán)格參照《固定污染源排氣中顆粒物測(cè)定與氣態(tài)污染物采樣方法》(GB/T 16157-1996)[20]與《火電廠煙氣中細(xì)顆粒物(PM2.5)測(cè)試技術(shù)規(guī)范重量法》(DL/T 1520-2016)[18]在實(shí)驗(yàn)室對(duì)空白收集鋁膜、石英膜進(jìn)行烘干、平衡、稱重等操作，將松脂(apiezon resin)均勻涂于鋁膜中心位置以起到緩沖作用，并保證鋁膜邊緣清潔；采樣前對(duì)鋁膜進(jìn)行檢查，確保未發(fā)生污染缺損等情況。連接好系統(tǒng)后進(jìn)行泄漏檢驗(yàn)，確認(rèn)無(wú)泄漏情況后開(kāi)始采樣；采樣過(guò)程中保持鍋爐運(yùn)行工況、給粉方式、機(jī)組負(fù)荷、煙氣流量和煙氣流速穩(wěn)定，燃用相同批次煤種；同時(shí)保證采樣嘴進(jìn)口正對(duì)煙氣來(lái)流方向，最大偏差小于5°；每個(gè)采樣點(diǎn)平行測(cè)試3 次，進(jìn)行平行樣分析。

在利用離子色譜測(cè)量水溶性離子時(shí)，測(cè)量由低到高不同濃度大小的標(biāo)準(zhǔn)樣品以獲得誤差較小的標(biāo)準(zhǔn)曲線；注意離子色譜樣品測(cè)試的重復(fù)性，對(duì)同一樣品進(jìn)行多次測(cè)量，若出現(xiàn)相差過(guò)大則對(duì)樣品及儀器穩(wěn)定性進(jìn)行檢查。

3 結(jié)果與討論

3.1 雙級(jí)脫硫塔對(duì)顆粒物的脫除作用

顆粒物采樣測(cè)試期間，根據(jù)電廠CEMS 煙氣監(jiān)測(cè)系統(tǒng)得到雙級(jí)脫硫塔的脫硫效率達(dá)到99.58%，脫硫出口SO2質(zhì)量濃度ρ(SO2)為22.7 mg·m-3，低于超低排放標(biāo)準(zhǔn)限值。雙級(jí)脫硫塔進(jìn)出口的粒徑分布以及粒徑質(zhì)量濃度如圖4(a)和(b)所示。煙氣中PM10的質(zhì)量濃度經(jīng)過(guò)雙級(jí)脫硫塔由26.14 降低至10.37 mg·m-3，雙級(jí)脫硫塔對(duì)PM1-2.5和PM2.5-10的脫除效率分別為76.1%、85.6%，對(duì)PM10總脫除效率為60.3%，明顯高于一般的單級(jí)脫硫裝置。

圖4 WFGD 進(jìn)出口PM10 變化Fig.4 PM10 profiles at the inlet and outlet of WFGD

出現(xiàn)這種現(xiàn)象的主要原因是雙級(jí)脫硫塔增加了煙氣在脫硫塔內(nèi)的停留時(shí)間使得漿液滴可以對(duì)原煙氣中的大粒徑顆粒物進(jìn)行充分捕捉。PM1的脫除效率為16.8%，顯然雙級(jí)脫硫塔對(duì)于亞微米顆粒物的脫除效果弱于微米級(jí)顆粒物。

如圖4(c)所示，隨著粒徑的增大，雙級(jí)脫硫塔顆粒物分級(jí)脫除效率先減小后增加，對(duì)PM0.1-1的脫除效率最低。這主要由于漿液捕集PM0.1依靠布朗擴(kuò)散，對(duì)于粒徑大于1 μm 顆粒物則主要依靠攔截作用，隨著粒徑的增大攔截作用將逐漸增強(qiáng)[19]，PM0.1-1受到此2 種作用效果較差[20]，且煙氣夾帶漿液蒸發(fā)會(huì)形成新的微細(xì)顆粒物。

煙氣經(jīng)過(guò)雙級(jí)脫硫塔后未出現(xiàn)單級(jí)脫硫裝置中PM1質(zhì)量濃度逆增長(zhǎng)的現(xiàn)象，主要由于雙級(jí)脫硫塔中漿液夾帶效應(yīng)相對(duì)較弱，這與鄧建國(guó)等[14]的研究相符合。分析其主要原因如下：1)雙級(jí)脫硫塔通過(guò)調(diào)整兩塔的運(yùn)行參數(shù)，實(shí)現(xiàn)脫硫漿液雙循環(huán)。1 級(jí)脫硫塔漿液密度、漿液含固量、液氣比高，pH 值較低，使得SO2在1 級(jí)脫硫塔中脫除；2 級(jí)脫硫塔運(yùn)行工況平穩(wěn)，生成石膏很少，漿液pH 值提高，在較低液氣比的條件下實(shí)現(xiàn)高SO2脫除效率。低液氣比有利于減少煙氣對(duì)漿液液滴的夾帶，對(duì)1 級(jí)塔帶來(lái)的石膏晶粒有一定洗滌作用，因此2 級(jí)脫硫塔對(duì)顆粒物的脫除起到主導(dǎo)作用[21]。而文獻(xiàn)[15]中雙級(jí)脫硫塔的運(yùn)行方式為1 級(jí)塔降溫除塵，2 級(jí)塔主要負(fù)責(zé)吸收SO2，因此導(dǎo)致煙氣夾帶漿液現(xiàn)象嚴(yán)重。2)煙氣經(jīng)過(guò)1 級(jí)脫硫塔的洗滌，煙氣溫度降至54.1 ℃。因此煙氣進(jìn)入2 級(jí)脫硫塔后，減少了煙氣與漿液的傳熱傳質(zhì)，抑制石灰石與石膏等晶體的析出。同時(shí)有利于漿液液滴成核長(zhǎng)大，被高效屋脊式除霧器脫除[22]。3)雙級(jí)脫硫塔循環(huán)漿液溫度控制在50 ℃左右，漿液溫度較高有利于漿液中的晶體長(zhǎng)大，使得液滴不易被夾帶，同樣減少了煙氣中的液滴含量[23]。

雙級(jí)脫硫塔對(duì)PM10中水溶性組分的改變同樣值得注意，許多學(xué)者認(rèn)為顆粒物中水溶性組分對(duì)于大氣霧霾的形成至關(guān)重要，并且在大氣霧霾組分中占有較高的比例[24-26]。張周紅等[13]報(bào)道單級(jí)WFGD 過(guò)程煙氣主要水溶性離子包括Ca2+、Na+、NH4+、Mg2+、SO42-、Cl-、F-，其中Mg2+、SO42-、Cl-分別增長(zhǎng)了233.3%、139.3%、500%。本機(jī)組雙級(jí)脫硫塔進(jìn)口和出口處水溶性離子組成如圖5 所示。進(jìn)口水溶性離子總質(zhì)量濃度為1.42 mg·m-3，其中陽(yáng)離子質(zhì)量濃度為0.48 mg·m-3，陰離子質(zhì)量濃度為0.94 mg·m-3，造成陰陽(yáng)離子濃度差距較大的原因主要是因?yàn)闊煔庵蠸O3冷凝為H2SO4液滴與顆粒物結(jié)合，導(dǎo)致測(cè)得陰離子濃度較高。PM10中SO42-是主要的陰離子，而陽(yáng)離子中Na+含量較高。雙級(jí)脫硫塔脫除顆粒物的同時(shí)對(duì)Na+、Ca2+、F-有一定的脫除效果，脫除效率分別為34.3%、24.3%、74.3%。而PM10中其余水溶性離子的質(zhì)量濃度，如Mg2+、SO42-、Cl-出現(xiàn)增長(zhǎng)，分別增長(zhǎng)了66.4%、20.5%、35.65%，相比單級(jí)WFGD 裝置，增長(zhǎng)幅度較小。煙氣經(jīng)過(guò)脫硫系統(tǒng)后新增的顆粒物濃度與脫硫漿液夾帶過(guò)程中析出的固體晶粒密切相關(guān)[27]。因此可以推測(cè)，顆粒物中水溶性離子含量的增加同樣與漿液的夾帶與蒸發(fā)密不可分。如圖6 所示為測(cè)試期間循環(huán)漿液的離子質(zhì)量濃度圖，從圖中可以看出循環(huán)漿液中含量較高的離子與顆粒物中增加的水溶性離子相對(duì)應(yīng)，由此推斷漿液夾帶效應(yīng)是造成煙氣顆粒物中水溶性離子成分增加的主要原因。

綜上，對(duì)雙級(jí)脫硫塔的運(yùn)行過(guò)程及運(yùn)行參數(shù)進(jìn)行合理控制，可以在高效脫除SO2的情況下，減少細(xì)顆粒物與顆粒物中水溶性組分的新增，有助于提高燃煤機(jī)組顆粒物的排放水平，減少“石膏雨”的現(xiàn)象出現(xiàn)[21]。

3.2 相關(guān)污染物處理設(shè)備對(duì)顆粒物的脫除作用

3.2.1 選擇性催化還原裝置

SCR 對(duì)顆粒物的影響如圖7 所示，經(jīng)過(guò)SCR 后PM1的質(zhì)量濃度增加了24.7%，主要原因是SCR能將煙氣中部分SO2氧化為SO3，同時(shí)NH3作為SCR 過(guò)程還原劑，也會(huì)與煙氣中SO3發(fā)生反應(yīng)生成亞微米(NH4)2SO4或者NH4HSO4氣溶膠。劉芳琪等[28]的研究同樣出現(xiàn)了煙氣經(jīng)過(guò)SCR 導(dǎo)致PM1增多的現(xiàn)象。

圖7 SCR 進(jìn)出口PM10 變化Fig.7 PM10 profiles at the inlet and outlet of SCR

SCR 出口PM1-2.5、PM2.5-10分別降低了10.5%、27.1%，說(shuō)明機(jī)組SCR 裝置催化劑層對(duì)微米級(jí)顆粒物有一定攔截作用。同時(shí)新生成的NH4HSO4氣溶膠具有黏性，易堵塞催化劑孔道，故應(yīng)提升催化劑層抗磨損性能[29]。

3.2.2 靜電除塵器

機(jī)組ESP 由工頻高壓供電改為高頻高壓供電，減少了電源電壓波動(dòng)，增強(qiáng)了ESP 在高濃度粉塵工況下的工作性能與電場(chǎng)收集能力[30]。ESP 進(jìn)出口PM10的粒徑分布、質(zhì)量濃度如圖8(a)和(b)所示。從圖中可以看出煙氣經(jīng)過(guò)ESP 后，各粒徑段顆粒物質(zhì)量濃度均大幅降低，PM1、PM1-2.5、PM2.5-10的脫除效率分別為95.7%、98.3%、98.6%。PM1的脫除效率明顯低于大粒徑顆粒，這主要由于PM0.1-1受到擴(kuò)散荷電與電場(chǎng)荷電機(jī)制的共同作用，導(dǎo)致荷電效果較差，存在穿透窗口[31]。

圖8 ESP 進(jìn)出口PM10 變化Fig.8 PM10 profiles at the inlet and outlet of ESP

3.2.3 濕式靜電除塵器

機(jī)組WESP 采用下進(jìn)氣立式布置，采用水沖洗極板除灰方式，不會(huì)產(chǎn)生二次揚(yáng)塵，測(cè)試期間，WESP為高電壓低電流運(yùn)行方式，二次直流電壓為58～67 kV，二次電流46～81 mA。WESP 進(jìn)出口PM10的粒徑分布曲線與脫除效率如圖9 所示。由于脫硫尾部煙氣接近飽和，因此煙氣在WESP 中處于高濕度狀態(tài)使得顆粒物與液滴荷電效果更好，WESP 對(duì)PM1、PM1-2.5、PM2.5-10的脫除效率分別達(dá)到67.4%、84.9%、75.1%，對(duì)各級(jí)顆粒物脫除效果均達(dá)到60% 以上，但亞微米顆粒脫除效率明顯低于微米級(jí)顆粒。而PM2.5-10的脫除效率低于PM1-2.5主要原因是WESP 入口PM2.5-10的濃度較低。70% 負(fù)荷下，該機(jī)組煙囪最終排放的PM10質(zhì)量濃度為2.89 mg·m-3，低于超低排放要求的5 mg·m-3。

圖9 WESP 進(jìn)出口PM10 變化Fig.9 PM10 profiles at the inlet and outlet of WESP

3.3 顆粒物的排放因子及排放總量的計(jì)算

燃煤鍋爐排放顆粒物對(duì)大氣環(huán)境的危害性可以通過(guò)燃煤鍋爐顆粒物排放因子進(jìn)行評(píng)估，其為決策者發(fā)展和制定排放控制策略，確定控制項(xiàng)目的可行性、研究各種因素對(duì)控制的影響提供有力的工具[32]。燃煤鍋爐消耗單位質(zhì)量燃煤顆粒物的排放因子是指在燃煤鍋爐在固定負(fù)荷正常運(yùn)行下消耗單位標(biāo)準(zhǔn)煤時(shí)產(chǎn)生及排放顆粒物的質(zhì)量。基于現(xiàn)場(chǎng)實(shí)測(cè)數(shù)據(jù)，根據(jù)式(4)計(jì)算出機(jī)組單位煤炭消耗量大氣PM10排放因子。

式中：M0為機(jī)組單位時(shí)間煤炭消耗量，t·h-1；ρ(PM10)為電廠排放PM10的質(zhì)量濃度，mg·m-3，qV為鍋爐標(biāo)準(zhǔn)狀況下干煙氣體積流量，m3·h-1。計(jì)算得到機(jī)組70% 負(fù)荷下單位煤炭消耗量大氣PM10排放因子EF為0.049 kg·t-1。

4 結(jié) 論

(1) 雙級(jí)脫硫塔對(duì)PM10脫除效果明顯高于一般的單級(jí)脫硫裝置，其中PM2.5-10脫除效率達(dá)到85.6%，同時(shí)PM1未出現(xiàn)逆增長(zhǎng)。雙級(jí)脫硫塔采取合適的運(yùn)行參數(shù)并對(duì)兩塔合理調(diào)控，有助于減少煙氣對(duì)脫硫漿液的夾帶蒸發(fā)，抑制細(xì)顆粒物的新增。

(2) SCR 設(shè)備會(huì)導(dǎo)致亞微米顆粒物增多，其催化劑層對(duì)大粒徑顆粒物有一定攔截作用；由于穿透窗口的存在，ESP 對(duì)亞微米顆粒物脫除效果相對(duì)較低；WESP 對(duì)各級(jí)顆粒物脫除效果均達(dá)到60% 以上。

(3) 經(jīng)過(guò)兩級(jí)脫硫塔以及相關(guān)系統(tǒng)處理后機(jī)組排放PM10質(zhì)量濃度為2.89 mg·m-3，滿足超低排放標(biāo)準(zhǔn)。