本文通過對燃煤電廠濕煙囪條件下SOx排放形態分析指出，煙氣中SOx在煙囪出口處基本以硫酸霧形態排放，硫酸霧和煙氣中的細顆粒物是大氣中硫酸鹽氣溶膠的重要來源物，也是致霾重要來源，采用GGH提高煙氣溫度能夠有效控制煙氣中SO2轉化為硫酸霧，深度脫硫是有效降低硫酸霧排放濃度的根本措施。

主題詞：濕煙囪， SOx， 排放形態 ，霧霾治理

燃煤電廠經過超低排放改造之后，煙氣中的SO2濃度能夠達到不超過35 mg/ Nm 3(6%基準氧量，下同)，向大氣中排放的SO2量顯著下降，對于改善大氣環境起到了積極作用。燃煤電廠多采用石灰石-石膏濕法脫硫工藝處理煙氣中的SOx，早期通常配套建設GGH(Gas-Gas-Heater，煙氣換熱器)。

因為GGH易堵塞、易腐蝕、故障率高、建設和運行費用高，目前國內很多電廠取消或不建設GGH，在采取必要防腐措施的情況下，濕法脫硫后的煙氣采用濕煙囪排放。研究濕煙囪排放條件下煙氣中的SOx究竟以什么樣的形態排出煙囪，有針對性地采取措施控制污染物排放，降低污染物危害水平有著重要的意義。

本文經分析論證認為，濕煙囪出口處SOx主要以硫酸霧的形態排放，而不是以氣態SO2形態排放，硫酸霧和煙氣中的細顆粒物是大氣中硫酸鹽氣溶膠的重要來源物，也是致霾的重要來源。采用GGH提高煙氣溫度、深度脫硫等措施，是減小燃煤電廠煙氣濕煙囪排放硫酸霧致霾的重要治理方法。

1 煙氣脫硫濕煙囪排放的現狀

濕法脫硫后的煙氣排放是否裝設GGH，沒有強制性規定。一般要求，煙氣系統宜裝設煙氣換熱器，設計工況下，脫硫后煙囪入口的煙氣溫度一般應達到80℃及以上排放。在滿足環保要求且煙囪和煙道有完善的防腐和排水措施，經技術經濟比較合理時，也可以不設煙氣換熱器[1]。若考慮不設置煙氣換熱器，應通過建設項目環境影響報告書審查批準[2]。

一般認為，設置GGH有三個作用[3]：1)提高凈煙氣的溫度和抬升煙氣高度，有利于污染物的擴散，降低污染物落地濃度;2)減輕煙氣冒白煙現象;3)降低脫硫系統的水耗。在采用濕煙囪排放的情況下，主要考慮的是如何解決煙囪、煙道防腐問題，沒有考慮GGH對于煙囪出口處SOx排放形態的影響，更沒有考慮濕煙囪條件下SOx的排放形態對于大氣環境的影響。

國際上關于是否取消GGH，目前尚無統一結論。其中，日本由于是一個面積小、地形狹長的島國，為了減輕對其本土的污染，一直采用高煙溫排放，以增強煙氣的擴散能力。因此，在日本幾乎所有的濕法煙氣脫硫系統全部安裝了GGH [3]。

我國是火電(主要是燃煤電廠)占比非常高的國家，根據中國電力網公布的數據[4]，2015年全國全年發電量51536億千瓦時，其中火電占總發電量的75.3%以上。根據國家統計局官網公布的數據[5]，2014年，全國煤炭消費總量411613.50 萬噸，電力、熱力的生產和供應業煤炭消費總量176097.73萬噸，燃煤發電所消耗的煤炭占國內煤炭消費總量的43%。

中國是世界上煤炭使用量最大的國家，根據2016《BP世界能源統計年鑒》[6]，2015年世界煤炭產量為78.61億噸，中國占世界總產量的47.7%，中國是煤炭凈進口國，占全世界煤炭消耗量的將近一半。中國燃煤電廠燃煤消耗量占全球消費量的近1/4，研究清楚濕煙囪出口處的SOx排放形態，研究和實現更理想的SOx超低排放，對于改善大氣環境和治理霧霾具有十分重大的意義。

2 濕煙囪條件下，煙囪出口處SOx基本以硫酸霧形態排放

煙氣經過石灰石-石膏濕法脫硫塔之后，煙氣中的含水量基本是飽和態[3]。在脫硫塔除霧器的脫除作用下，煙氣中的含水量通常不高于50mg/Nm3 [7]。經過超低排放改造后，為保證排放合格，并留有調節裕度，SO2排放濃度一般控制在20 ~30mg/ Nm 3左右。煙氣成分連續監測系統CEMS通常安裝在脫硫塔后水平煙道末端、煙囪之前，新建機組CEMS通常安裝在煙囪內部40～60m高度，如圖1所示。

脫硫塔到煙囪的水平煙道通常很短，水平煙道內煙氣流速變化不大，煙氣冷卻程度不大，煙氣溫度下降很小，煙氣中飽和水汽形成的凝結水量不多，SO2溶入凝結液滴的量就比較少，大部分SO2仍以氣態存在，因此，在CEMS系統安裝處，能夠比較準確地測得氣態SO2的濃度。

氣態SO2是無色透明、有毒氣體。強氧化劑可將SO2氧化成SO3，僅在催化劑存在時，氧氣才能使SO2被氧化為SO3 [8] 。因此，一般認為濕煙囪出口處SO2仍以氣態形式排放到大氣環境中。我們認為，濕煙囪出口處SO2不是以氣態形式排放到大氣中，在濕煙囪條件下，SO2和煙氣中飽和水汽冷凝生成的大量H2O液滴反應生成H2SO3，再被O2氧化生成硫酸霧，最終以硫酸霧方式擴散到大氣中。

濕煙囪內生成大量的凝結液滴。燃煤電廠煙囪的高度通常在200m以上，煙囪高度遠遠大于水平煙道長度。飽和濕煙氣在煙囪內的上升過程中，會發生明顯的溫降，包括在煙囪內煙氣絕熱膨脹引起的溫降、溫度較高的煙氣和溫度較低的煙囪內壁接觸換熱引起的溫降。

濕煙氣在煙囪內會因明顯的溫降而形成大量的凝結液滴，液滴直徑大約在1μm左右[3]。曾庭華[9] 研究發現，濕煙囪壁溫度明顯低于脫硫后的煙氣平均溫度，且煙囪高度越低，該溫差越顯著，在煙囪內50m以下存在因溫降產生大量凝結水現象。凝結液滴通常會以煙氣中的粉塵細顆粒物為凝結核。

歐陽麗華等在“燃煤電廠濕煙囪降雨成因分析”[10]一文中給出實例，220米高煙囪，濕煙氣溫度53℃，外界溫度13.6℃，2×630MW機組共帶850MW負荷，煙氣量2×106Nm3/h(該煙氣量較實際值偏小，但不影響最終分析結果)，煙囪內徑13m，計算得到濕煙氣的凝結水量為約5t/h。

這些凝結水大部分以微小液滴方式隨煙氣排放到大氣中，少量的凝結水會在煙囪內壁上積聚，部分會被煙氣二次卷起攜帶，部分被疏導到地面，而實測地面疏水量僅約300L/h，遠遠低于理論凝結水量。當環境溫度降低時，煙囪出口煙溫和環境溫度的溫差進一步增大，則煙氣含水量更容易過飽和，凝結水量更大。

氣態SO2在濕煙囪內溶于凝結液滴中，并反應生成H2SO3。氣態SO2在水中的溶解度很高，在40℃、標準大氣壓條件下，SO2的溶解度為65g/L[8]。5t/h的凝結液滴量吸收SO2的能力為5t×65g/L=325kg。煙氣中的SO2濃度以20mg/Nm3計算，在煙氣量為2×106Nm3/h情況下，SO2的量為20mg/Nm 3×2×106Nm3/h=40kg，SO2在凝結液滴中遠未達到飽和狀態。

在濕煙囪內，存在SO2溶解于凝結液滴中，并生成H2SO3的有利條件：凝結液滴量大，凝結液滴的粒徑很小，凝結液滴表面積非常大;煙氣溫度低于50℃，SO2溶解度高;較高的煙囪高度提供了較長的吸收反應時間;煙囪可以當作一個巨大的吸收SO2反應容器，容器長度在200m以上，直徑在10m以上，反應空間巨大;煙氣中凝結液滴、SO2的分布比較均勻。

在這樣的條件下，煙氣沿煙囪內筒上升過程中，煙氣中的氣態SO2大部分會被凝結液滴吸收，并和H2O反應生成H2SO3，其反應式為SO2+H2O= H2SO3?？梢酝茢啵瑹焽璩隹谔師煔庵械臍鈶BSO2濃度將顯著低于CEMS系統測得的氣態SO2濃度。

H2SO3在濕煙囪內以及排入大氣后，生成硫酸霧和硫酸鹽氣溶膠。煙氣中含氧量比較豐富，通常在7～8%左右。氧氣微溶于水，在40℃、標準大氣壓下，氧氣溶解度為6.41mg/L[11]，凝結液滴的整體表面積非常大，凝結液滴的含氧量相對比較高。

凝結液滴中的亞硫酸在液滴中的細顆粒物催化作用下，能夠由亞硫酸氧化為硫酸[12]。即使不能在煙囪內完成氧化反應，在排入大氣后，大氣中的含氧量更高，亞硫酸液滴仍會被氧化生成硫酸，在大氣中以硫酸霧和硫酸鹽氣溶膠的形式存在。其反應式為2H2SO3+O2=2H2SO4。

歐陽麗華[10]等對脫硫塔之后煙道中沿程疏水的硫酸根質量濃度變化的研究可以提供佐證。沿程疏水的pH值逐步降低，硫酸根濃度顯著增加，煙氣含水量急劇增加，可以推斷凝結水中的硫酸根的質量急劇增加。

以引文中#2機組數據為例，脫硫塔內，脫硫漿液pH值為5.08，硫酸根濃度為54995mg/L;近除霧器處疏水pH值約為1.8，硫酸根濃度約為3000mg/L，煙氣中的含水量低于50mg/Nm3;煙道疏水pH值約為1.3，硫酸根濃度約為5500mg/L;煙囪降雨pH值約為1.2，硫酸根濃度約為8200mg/L，煙氣中5t/h的凝結水折合煙氣含水量為5t/(2×106Nm3)=2500mg/Nm3。

硫酸根質量的急劇增加只能來自于煙氣中物質。煙氣中對于疏水硫酸根濃度有影響的物質只有細顆粒物中的硫酸鹽和煙氣中的SOx。煙氣中，細顆粒物硫酸鹽的主要成分是硫酸鈣，王琿[13]等研究發現，燃煤電廠濕法脫硫系統出口細顆粒物中除去飛灰顆粒物外，還包含有約7.9%的石膏顆粒物和47.5%的石灰石顆粒物。

按照凈煙氣中煙塵濃度為5 mg/Nm3計算，硫酸鈣的含量約為0.4 mg/Nm3，折合到硫酸根濃度更低。故細顆粒物中硫酸根對于疏水中硫酸根濃度的影響可以忽略不計，疏水中的硫酸根基本上來源于煙氣中的SOx。

3 脫硫塔出口處硫酸霧的來源問題

濕法脫硫塔出口處的SOx中，除了有脫硫塔未能脫除的氣態SO2，還有部分硫酸霧。該處煙氣中的含水量基本是飽和態，故不會有氣態形式的SO3。關于脫硫塔出口處硫酸霧的來源問題，有兩種不同的解釋。蘭新生[14]等認為, 石灰石-石膏濕法脫硫系統對氣態SO3和硫酸霧有極強的脫除能力，基本能脫除干凈原煙氣中的氣態SO3和硫酸霧。

凈煙氣中的硫酸霧是未脫除的氣體SO2溶入煙氣攜帶的微小液滴中形成亞硫酸，在液相中亞硫酸及其鹽很容易被氧化為硫酸及其鹽形成的。該認識可以很好地解釋雙脫硫塔串聯方式下，前一級脫硫塔的三氧化硫的脫除率比較高，后一級脫硫塔脫硫漿液的pH值更高，但是對于SO3幾乎沒有脫除效果的現象。

潘丹萍[15]等認為，石灰石-石膏濕法脫硫工藝對于SO3脫除率比較低，一般在30%～65%左右，其中雙塔串聯脫除效率高于單塔。脫硫系統入口煙氣中的氣體SO3來源于燃燒過程及SCR脫硝過程中SO2的氧化。當煙氣進入濕法脫硫系統時，由于煙氣被急劇冷卻降溫至酸露點以下，形成大量亞微米級硫酸氣溶膠。

脫硫漿液對SO3的吸收速率遠小于其冷卻速率，同時形成的硫酸氣溶膠粒徑細小，難以通過脫硫漿液洗滌有效脫除。潘丹萍等并提出雙塔串聯脫除SO3效率高于單塔。文獻15給出的分析例中，雙塔機組的脫硫塔入口原煙氣的SO3濃度高于使用單塔機組情形，出口凈煙氣中SO3濃度兩種情形接近。

我們認為，該分析結論忽略了原煙氣中SO3濃度對脫硫效率的影響。如果單塔機組脫硫塔入口的濃度更高，可能會得出相反的結論。而單塔和雙塔出口凈煙氣SO3濃度接近的現象，和蘭新生等的研究現象一致，可以印證蘭新生等的結論，即脫硫塔出口處的硫酸霧是由SO2反應生成的，而不是原煙氣中的SO3生成的。我們認為蘭新生等的認識能夠更好地解釋脫硫塔出口處硫酸霧的來源。

基于蘭新生等的研究結論[14]，可以很好地解釋煙路沿程疏水中硫酸根顯著增加的問題。在脫硫塔除霧器后，煙氣中凝結液滴量很少，SO2主要以氣體方式存在;在封閉的煙囪內，煙氣中凝結水量不斷增加，煙囪內具有良好的SO2轉換為硫酸霧的反應條件，SO2持續轉換為硫酸霧，硫酸霧的濃度持續提高;在煙囪出口處，煙氣中的含水量已經很大，SO2比較充分地被凝結水吸收并轉換為硫酸霧。

如圖2所示，給出了煙路沿程中SOx的變化情況。以5t/h凝結液滴量估算[10]，煙塵出口處硫酸根的質量為8200 mg/L×5t=41kg，SO2分子量64，硫酸根分子量96，不考慮脫硫塔出口處硫酸霧的濃度影響，硫酸根質量折合到SO2質量為41/96×64=27.3kg，按2×106Nm3/h的煙氣流量估算，轉換為硫酸根的SO2濃度值折合為27.3kg/(2×106)Nm3 =13.65 mg/Nm3，該計算結果從量級上基本符合氣態SO2大部分轉換為硫酸霧的分析推斷，從而也進一步印證了煙氣中氣態的SO2基本上轉換為硫酸霧的推斷。

潘丹萍等[15]研究發現，石灰石-石膏濕法脫硫塔之后的細顆粒物與脫硫之前相比，大部分粒徑范圍內的細顆粒物濃度有所下降，其中粒徑在10μm附近顆粒物質量濃度下降幅度更加明顯，而PM2.5所占比例增加，脫硫后細顆粒物粒徑分布向小粒徑方向遷移。

濕法脫硫本身也會形成新的細顆粒物，其主要成份為碳酸鈣。PM2.5以下的細顆粒物和硫酸霧結合，更容易形成硫酸鹽氣溶膠。經過超低排放改造后，煙氣中煙塵的濃度能夠控制在5 mg/Nm3以內，煙氣中細顆粒物的質量濃度顯著下降，但是細顆粒物的數量并未顯著減少[13]，這些細顆粒物在水汽凝結過程中起到凝結核的作用，在亞硫酸氧化生成硫酸過程中起到催化劑作用。

綜上所述，濕煙囪條件下，燃煤電廠煙囪出口處煙氣中的SOx主要以硫酸霧的形態排放。微小的硫酸霧液滴，加之煙氣中攜帶的細顆粒物，是大氣中硫酸鹽氣溶膠的重要來源物，而硫酸鹽氣溶膠是構成霧霾的重要組成部分，加之燃煤電廠耗煤量巨大，冬季是燃煤電廠發電供熱高峰期，外界環境溫度比較低，可以進一步推斷，濕煙囪條件下，燃煤電廠排放煙氣中的硫酸霧和細顆粒物是中國北方冬季致霾的重要來源。

若能實測到燃煤電廠濕煙囪出口處的氣態SO2濃度，便可以進一步印證上述論斷的正確性。只要濕煙囪出口處的氣態SO2濃度顯著低于現有CEMS系統測得的氣態SO2濃度，上述論斷即被印證成立。這也是作者將要進一步研究的課題。

5 煙氣深度脫硫是解決濕煙囪條件下硫酸霧排放的根本手段

硫酸霧的危害遠遠大于氣態SO2。燃煤電廠的煙氣排放量巨大，一臺630MW機組在滿發的情況下，每小時的煙氣排放量超過兩百萬立方米，排放煙氣中的SOx以硫酸霧的形態排放，其整體對于環境污染的危害相當大。在氣象條件不好的情況下，燃煤電廠經濕煙囪排放的硫酸霧和細顆粒物會成為霧霾的重要成因。

對于濕煙囪條件下硫酸霧的治理，需要基于對硫酸霧的成因進行分析，并采取針對性的治理措施。顯然，SO2轉化為硫酸霧需要有SO2、氧氣和水。對于這三個條件，阻斷任何一個均能減少或避免SO2轉化生成硫酸霧。

在煙囪內，氧量無法有效去除，因此降低煙氣含氧量不作為減少煙囪出口處硫酸霧排放濃度的主要方向。

在煙囪前，通過煙氣加熱，能夠有效減少煙囪內凝結液滴的生成。采用濕法脫硫工藝并采用GGH，煙囪為半干煙囪條件，排放煙氣溫度提高至80℃以上，煙氣中的水蒸氣重新達到不飽和狀態，使得煙囪內的煙氣不產生凝結[3]。

盡管采用GGH有諸多問題，但其依然是有效控制SO2在煙囪內轉化為硫酸霧的重要手段，而不僅僅是能提高煙氣的抬升和擴散能力。但是，煙氣中的SO2排入大氣仍是一種主要的污染物;使用GGH并不能有效減少脫硫塔出口處已經生成的硫酸霧，所以使用GGH沒有從根本上解決SOx排放量的問題。

在脫硫塔之后布置濕式電除塵器，脫硫塔出口處硫酸霧能夠被部分脫除。濕式電除塵器布置在煙囪前的煙道上，在濕式電除塵器安裝處，煙氣中的凝結液滴量比較少，SO2基本以氣態方式存在，濕式電除塵器對SO2的脫除效果有限，SO2在煙囪內仍會轉換為硫酸霧。

在煙囪前，若能深度脫除SOx，即使采用濕煙囪，也能夠有效降低硫酸霧的排放濃度，同時還能有效減輕SOx對煙囪的腐蝕作用。因此，有必要尋求一種能夠深度脫除SOx的方法，在煙氣進入煙囪前，脫除大部分SOx，甚至于實現SOx的近零排放，這是解決濕煙囪條件下硫酸霧排放問題的根本措施。

6 在常規濕法脫硫的基礎上增加鈉基溶液脫硫作二級脫硫，是實現深度脫硫的有效手段

常規的石灰石-石膏濕法脫硫工藝，在SOx排放控制值比較大的情況下，是一種非常成熟、經濟的脫硫手段。但采用該工藝，由于脫硫漿液的霧化粒徑不能過小、漿液的pH值不能過高，導致其對于SOx深度脫除存在較大困難。

目前采用的各種改進方法，主要是圍繞著提高液氣比、改善反應條件、改善流場條件等方面著手，存在改擴建投資大、煙氣阻力增大和漿液循環泵的能耗增加等問題，成本增加非常顯著。對低于10 mg/Nm3，甚至低于5mg/Nm3的深度脫硫目標，常規脫硫工藝難以滿足。另外，常規脫硫工藝還存在調節響應速度慢，適應變工況的能力弱的問題。

如果在常規的石灰石-石膏濕法脫硫工藝作為一級脫硫的基礎上，增加采用鈉基溶液脫硫劑的二級脫硫工藝，形成兩級脫硫，就能夠很好地實現深度脫硫目標。為此，我們提出和設計了二級脫硫采用鈉基脫硫劑的兩級脫硫工藝。系統示意圖如圖3所示，圖中使用碳酸鈉作為脫硫劑。

在脫硫塔內一級脫硫的脫硫漿液頂層噴淋層和第一級除霧器之間，或者在第一級除霧器和第二級除霧器之間，布置二級脫硫噴霧裝置。二級脫硫劑溶液逆流霧化噴入煙氣中，噴射覆蓋率控制在150～200%之間。二級脫硫采用鈉基脫硫劑，如碳酸鈉、碳酸氫鈉、氫氧化鈉、天然堿等，原料品質可以相對較低。

脫硫劑用工藝水在溶解池內溶解，質量密度控制在5～20%之間，經高壓霧化，或者經壓縮空氣霧化噴入脫硫塔內，霧化粒徑控制在200μm以內，反應后的溶液落入脫硫塔內的脫硫漿液池內(所列舉的各項參數為設計時的參考數)。鈉基脫硫劑溶液的質量濃度，依據脫硫塔內的水量平衡、脫硫效率、除霧器的除霧能力等綜合考慮。

二級脫硫的反應式為Na2CO3+SO2=Na2SO3+CO2; Na2CO3+H2SO4=Na2SO4+H2O+CO2。二級脫硫的生成物主要是少量的亞硫酸鈉和硫酸鈉，落入脫硫漿液池內，亞硫酸鈉被氧化生成硫酸鈉。硫酸鈉不會對石灰石-石膏濕法脫硫工藝產生明顯影響。

在石膏漿液脫水過程中，用清水沖洗石膏時，可以將硫酸鈉除去，對脫硫石膏的品質沒有影響。鈉基脫硫劑溶解度高，不致造成除霧器結垢，除霧器能夠比較好地脫除二級脫硫形成的液滴，不致除霧器之后煙道內含水量過高。即使二級脫硫劑液滴不能被除霧器完全脫除，也不致對后部的排煙通道造成影響。二級脫硫由于脫硫劑溶液高度霧化噴射，總體表面積很大，溶液的pH值可以比較高，二級脫硫噴霧裝置處煙氣溫度較低，有利于深度脫除SOx。

鈉基脫硫劑相對于碳酸鈣而言，成本相對較高。為降低二級脫硫鈉基脫硫劑的使用成本，一級脫硫需要承擔絕大部分的脫硫任務，在超低排放改造的基礎上，經一級脫硫后，煙氣中的SO2濃度控制在30mg/Nm3以內。經二級脫硫后，煙氣中的SO2濃度控制在10mg/Nm3以內，甚至可控制在5mg/Nm3以內。由于二級脫硫需要脫除的SOx量很少，脫硫劑的使用量也相應很少，因此增加二級脫硫的代價很小。

在運行控制上，保持一級脫硫的脫硫效率，主要通過調整補充的石灰石漿液量，以控制脫硫漿液pH值;二級脫硫系統控制，則是根據脫硫塔出口煙氣的SO2濃度和控制目標的差值，調整鈉基脫硫劑溶液流量，保持SO2排放濃度平穩，并滿足控制要求。二級脫硫的響應速度可以非?？?，進入二級脫硫系統的煙氣含硫量比較低，高pH值、高度霧化的脫硫劑溶液和SOx發生中和反應，因此其調節特性好。此外，二級脫硫還具有進一步除塵和脫除煙氣中的HCl、HF等酸性氣體的作用。

7 其它措施和影響

在脫硫塔之前，若布置袋式除塵器或電袋除塵器，相對于電除塵方式，能夠顯著降低進入脫硫塔煙氣中的煙塵濃度，提高脫硫塔的脫硫效率，提高脫硫石膏的品質[3]。在電除塵器前，若布置煙氣冷卻器，使煙氣溫度降低到接近露點溫度或以下，SO3更容易吸附于粉塵顆粒表面，能夠改善粉塵的荷電特性，提高電除塵效率，并在除塵階段產生良好的脫硫效果，煙氣溫度降低也能提高脫硫塔的脫硫效率[7]。

由于細顆粒物在凝結液滴中對亞硫酸的氧化起到催化作用[12]，所以若能夠有效降低細顆粒物濃度，也能夠一定程度減少硫酸霧的生成，減少硫酸鹽氣溶膠的生成。

在深度脫除SOx的情況下，煙囪內壁上的凝結液滴的pH值將顯著提升，這對于煙囪防腐、延壽能夠起到非常顯著的作用。

濕煙囪對于NOx排放基本沒有影響。SCR脫硝裝置的生成物為氮氣和水，逃逸的少量氨氣在除塵、濕法脫硫環節基本能夠被完全吸收，未能完全脫除的NOx的主要成分為NO，NO基本不溶于水，因此，濕煙囪條件下，對于NOx排放基本沒有影響。

對于硫酸霧排放問題，上海市已經有了明確要求[16]，硫酸霧的最高允許排放濃度為5.0mg/ m3，最高允許排放速率為1.5kg/h。上海市對于硫酸霧排放控制雖然尚未實施，但是說明硫酸霧排放的控制問題已經引起了社會和政府部門的足夠重視。

8 結語

本文的主要研究結論是：

(1)濕煙囪條件下，煙囪出口處SOx基本以硫酸霧形態排放，氣態SO2含量很少;

(2)推斷燃煤電廠濕煙囪排放煙氣是中國北方冬季致霾的重要來源；

(3)設置GGH能夠有效降低煙囪中凝結水的生成量，從而減少SO2轉化為硫酸霧的量;

(4)煙氣深度脫硫是濕煙囪條件下解決硫酸霧排放的根本措施;

(5)在常規濕法脫硫之后，設計增加鈉基溶液為脫硫劑的二級脫硫，形成兩級脫硫，是實現深度脫硫的有效手段;

(6)深度脫硫能夠降低SOx的排放量，減少煙囪內的硫酸霧的生成量，提高煙囪的使用壽命，降低煙囪煙道的防腐費用;

(7)濕煙囪對于NOx的排放沒有明顯影響。