李 洋 劉芳琪 周俊波 吳建群 吳 昊 于聰明 于敦喜

(1.廣東粵電靖海發(fā)電有限公司，515223 廣東揭陽；2.華中科技大學(xué)煤燃燒國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，430074 武漢；3.西安熱工研究院有限公司，710054 西安)

0 引 言

煤燃燒是大氣污染物的主要排放源之一，對環(huán)境和人類健康造成嚴(yán)重危害[1-3]。為控制燃煤電廠污染物排放，2014年印發(fā)的《全面實(shí)施燃煤電廠超低排放和節(jié)能改造工作方案》要求到2020年所有具備超低排放改造條件的燃煤電廠實(shí)現(xiàn)超低排放標(biāo)準(zhǔn)，其中煙塵的排放質(zhì)量濃度不高于10 mg/m3(將煙氣折算為6%(體積分?jǐn)?shù))O2標(biāo)準(zhǔn))。根據(jù)神華集團(tuán)提出的燃煤發(fā)電機(jī)組煙氣污染物排放質(zhì)量濃度達(dá)到 “近零排放”的企業(yè)標(biāo)準(zhǔn)，要求煙塵排放質(zhì)量濃度限值更是要低于5 mg/m3。

超低排放根據(jù)不同除塵技術(shù)的選擇可以分為多種技術(shù)路線，其中SCR(選擇性催化還原脫硝裝置)+LLT-ESP(低低溫靜電除塵器)+WFGD(濕法脫硫裝置)+WESP(濕式電除塵器)為當(dāng)前大型機(jī)組最主流的技術(shù)路線之一[3-5]。大量學(xué)者對燃煤電廠經(jīng)過ESP(靜電除器)、WFGD和WESP后顆粒物的生成特性進(jìn)行了相關(guān)研究[3-4]。李洋等[6]研究了1 000 MW燃煤機(jī)組負(fù)荷變化對顆粒物排放的影響。盤思偉等[7]對660 MW亞臨界鍋爐PM2.5的生成與排放特性進(jìn)行了測試，得到ESP和WFGD進(jìn)出口煙氣中PM的分布特性。XU et al[8]研究了不同負(fù)荷下WESP對PM的脫除效果，結(jié)果表明，WESP能對PM2.5實(shí)現(xiàn)有效脫除，進(jìn)一步降低煙囪出口的PM質(zhì)量分?jǐn)?shù)。

目前研究對超低排放改造后機(jī)組排放顆粒物的粒徑分布及無機(jī)成分分析較鮮見，尤其是對SCR及LLT-ESP中的低低溫省煤器(LLTe)或氣氣換熱器(GGH)對顆粒物排放影響的一般規(guī)律和機(jī)理仍然不清楚。阮仁暉等[9]研究了660 MW超低排放燃煤電廠各污染物控制設(shè)備對PM的脫除特性，關(guān)注了SCR，LLTe，ESP，WFGD，WESP對PM的影響，結(jié)果表明，SCR和WFGD導(dǎo)致PM1大幅增加，LLTe能提高ESP對PM的脫除效率，WFGD和WESP能進(jìn)一步對PM進(jìn)行脫除。LIU et al[10]研究了1 000 MW燃煤機(jī)組SCR，ESP，WFGD對顆粒物的脫除效果，結(jié)果表明，SCR使PM1和PM2.5增加，不同負(fù)荷下ESP的脫除效率不同，低負(fù)荷時脫除效率較高，WFGD對PM1和PM2.5具有脫除效果。SCR會導(dǎo)致脫硝后的PM2.5增加，增加的PM以(NH4)2SO4和CaSO4為主[11-12]。

為進(jìn)一步豐富1 000 MW等國內(nèi)主流大型機(jī)組在超低排放要求下顆粒物的排放特性數(shù)據(jù)，獲得一般性排放規(guī)律，本研究對1 000 MW燃煤鍋爐在高負(fù)荷運(yùn)行條件下SCR進(jìn)出口、GGH進(jìn)出口和ESP進(jìn)出口的PM10進(jìn)行測試，研究不同污染物脫除設(shè)備對顆粒物粒徑分布、質(zhì)量濃度以及無機(jī)成分的影響，并對SCR和GGH對PM10排放特性的影響機(jī)理進(jìn)行討論，以期為經(jīng)濟(jì)高效污染物脫除技術(shù)的選擇以及環(huán)保政策的制定提供參考。

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 系統(tǒng)參數(shù)與采樣點(diǎn)

本次采樣在1 000 MW超超臨界燃煤機(jī)組上進(jìn)行，鍋爐型號為DG3033/26.15-Ⅱ1，鍋爐為超臨界參數(shù)直流鍋爐，采用前后墻對沖燃燒方式。布置污染物控制設(shè)備包括SCR，LLT-ESP，WFGD，WESP。本實(shí)驗(yàn)主要設(shè)置5個采樣點(diǎn)(如圖1所示)，采樣點(diǎn)1#～5#分別位于SCR入口和出口，GGH入口以及ESP入口(與GGH出口重疊)和出口，重點(diǎn)關(guān)注SCR和GGH對顆粒物排放特性的影響。機(jī)組系統(tǒng)及采樣點(diǎn)分布見圖1。

圖1 機(jī)組系統(tǒng)及采樣點(diǎn)分布

1.2 采樣方法與測試方法

PM采樣根據(jù)GB/T 16157-1996《固定污染源排氣中顆粒物測定與氣態(tài)污染物采樣方法》和ISO 23210-2009《固定污染源排放 煙氣中PM10/PM2.5質(zhì)量濃度測定 低濃度下利用撞擊計(jì)進(jìn)行測量》指導(dǎo)進(jìn)行。PM采樣系統(tǒng)如圖2所示。采樣系統(tǒng)主要包括等速采樣槍、稀釋氣體發(fā)生器、稀釋氣體流量計(jì)、PM10旋風(fēng)分離器、低壓撞擊器(DLPI)、真空泵以及保溫系統(tǒng)。DLPI參數(shù)及顆粒物采樣過程參考前期團(tuán)隊(duì)研究結(jié)果[6]。PM采樣保溫系統(tǒng)在采樣過程根據(jù)GB/T 1615-71996中的方法全程保溫，以防止H2O和SO3凝結(jié)。在高煙塵濃度采樣點(diǎn)采用稀釋法進(jìn)行采樣。采樣煙氣溫度采用K型熱電偶進(jìn)行測量。煙氣參數(shù)采用OPTIMA7型煙氣分析儀(德國，MRU公司)對煙氣組分進(jìn)行測量，NH3濃度采集自電廠生產(chǎn)實(shí)時監(jiān)控系統(tǒng)(SIS)數(shù)據(jù)。

圖2 PM采樣系統(tǒng)

PM采用聚碳酸酯膜收集，采用百萬分之一天平對采集樣品進(jìn)行稱量，每一級DLPI膜片采集到的PM質(zhì)量通過采集前后質(zhì)量差得到。PM成分通過Sigma 300型場發(fā)射掃描電子顯微鏡(德國，蔡司公司)裝配Aztec X-Max 80型能譜儀(英國，牛津儀器公司)測得。采用ICS-1100型離子色譜儀(德國，默飛公司)對顆粒物中水溶性陰離子進(jìn)行測試。

1.3 采樣工況與燃料特性

為保證數(shù)據(jù)的可靠性，在采樣期間機(jī)組負(fù)荷保持在額定負(fù)荷的90%以上。入爐煤種和配煤方案保持不變，每個采樣點(diǎn)進(jìn)行3次以上平行采樣。入爐煤的工業(yè)分析和元素分析根據(jù)GB/T 212-2008中的方法測量得到，結(jié)果如表1所示。由表1可知，該煤的揮發(fā)分的質(zhì)量分?jǐn)?shù)為41.42%，灰分的質(zhì)量分?jǐn)?shù)為13.96%，為該電廠常用典型煙煤。采樣期間煙氣平均參數(shù)如表2所示。

表1 原煤的工業(yè)分析和元素分析

表2 采樣點(diǎn)煙氣參數(shù)

2 結(jié)果與討論

2.1 PM的質(zhì)量粒徑分布

圖3所示為污染物脫除設(shè)備入口和出口的PM10粒徑分布曲線。由圖3可知，對比SCR前后、GGH前后和ESP前PM10的粒徑分布特性，可以明顯發(fā)現(xiàn)PM10的粒徑分布具有相似的規(guī)律，均呈現(xiàn)典型的雙峰分布特性，且峰值位置相同。其峰值分別對應(yīng)PM10的顆粒粒徑為0.112 μm和3.440 μm。由圖3a可知，煙氣經(jīng)過SCR后PM1的質(zhì)量濃度略有增加，而PM1-10出現(xiàn)了明顯的降低。這與研究團(tuán)隊(duì)在220 MW燃煤機(jī)組[10]和阮仁暉等[9，13]在660 MW機(jī)組上實(shí)驗(yàn)結(jié)果相似。由圖3b可知，煙氣經(jīng)過GGH后，PM1的質(zhì)量濃度略有降低，而PM1-10中超微米峰值所對應(yīng)的徑粒由5.736 μm向3.440 μm遷移，且PM1-10的質(zhì)量濃度出現(xiàn)明顯降低。由圖3c可知，煙氣經(jīng)過ESP后，PM10整體的質(zhì)量濃度出現(xiàn)了明顯的降低，通過對比煙氣經(jīng)過ESP前后PM10的粒徑分布特性，發(fā)現(xiàn)雖然煙氣經(jīng)過ESP后PM10仍然呈現(xiàn)雙峰分布，且亞微米峰位置沒有發(fā)生改變，但超微米峰所對應(yīng)的徑粒明顯向更小粒徑遷移，峰值所對應(yīng)的徑粒大約位于1 μm位置。說明煙氣經(jīng)過ESP后PM1發(fā)生了富集，這與其他煙氣經(jīng)過傳統(tǒng)ESP后PM的排放規(guī)律相似[3]。

圖3 污染物脫除設(shè)備進(jìn)出口PM10的粒徑分布

為研究SCR，GGH和ESP對不同粒徑段細(xì)顆粒物排放的影響，對各設(shè)備入口和出口的PM1，PM1-2.5以及PM2.5-10的質(zhì)量濃度變化進(jìn)行分析，同時將本實(shí)驗(yàn)結(jié)果與前人的實(shí)驗(yàn)結(jié)果進(jìn)行對比，結(jié)果如表3所示(其中負(fù)變化表示經(jīng)過設(shè)備后顆粒物的質(zhì)量濃度減少了，正變化表示經(jīng)過設(shè)備后顆粒物的質(zhì)量濃度增加了)。由表3可知，煙氣經(jīng)過SCR后會導(dǎo)致PM1質(zhì)量濃度增加，通過對比本研究以及前人研究結(jié)果[9，12-13]，質(zhì)量濃度增加的粒徑范圍大約為0.1 μm～0.3 μm。而煙氣經(jīng)過SCR后PM1-2.5和PM2.5-10排放的質(zhì)量濃度有所降低。

低低溫靜電除塵器是在ESP前布置換熱器(GGH或LLTe)，將煙氣溫度由約120 ℃降低至約90 ℃，煙氣溫度降低伴隨著SO3的冷凝，煙塵比電阻降低，同時伴隨著煙氣流速降低，達(dá)到提高靜電除塵器除塵效率的目的[3，5]。根據(jù)煙氣余熱利用途徑的不同，可將換熱器分為GGH或LLTe[5]。由表3還可知，煙氣經(jīng)過GGH或LLTe后PM1和PM2.5-10的質(zhì)量濃度均發(fā)生一定程度的降低。而阮仁暉等[9]在660 MW機(jī)組中的研究結(jié)果發(fā)現(xiàn)經(jīng)過LLTe后PM1-2.5的質(zhì)量濃度增加，這與本研究結(jié)果不同。煙氣經(jīng)過ESP后，PM10整體的質(zhì)量濃度均有明顯的降低，其降低比例大約在98%～99%。對比LLT-ESP對不同粒徑段PM10的脫除效率，可以發(fā)現(xiàn)，各污染物脫除設(shè)備對PM1的脫除效率均要明顯低于對PM1-2.5和PM2.5-10的脫除效率。這說明雖然采用LLT-ESP可以從整體上提高靜電除塵器的除塵效率，但無法解決電除塵器在對飛灰的捕集時PM1存在“逃逸窗口”問題。因此煙氣經(jīng)過LLT-ESP后，飛灰中PM1會發(fā)生富集，亞微米峰值會向1 μm粒徑遷移靠近，這在前人的研究中也獲得了較一致的認(rèn)識[9]。

表3 SCR和GGH/LLTe及ESP對煙氣中PM質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化的影響

2.2 PM10化學(xué)成分分析

PM10的化學(xué)成分是顆粒物排放的重要特性，同時可為PM10經(jīng)過各污染物脫除設(shè)備后質(zhì)量濃度變化機(jī)理的揭示提供依據(jù)。PM1，PM1-2.5和PM2.5-10的化學(xué)成分分析結(jié)果如圖4所示。由圖4可以看出，從整體上分析，SCR和GGH對PM10化學(xué)成分影響較弱。這與研究團(tuán)隊(duì)前期的研究結(jié)果[12]一致。詳細(xì)對比SCR和GGH兩個系統(tǒng)對PM10各粒徑段的化學(xué)成分影響，可以發(fā)現(xiàn)經(jīng)過SCR后，PM10中S元素的質(zhì)量分?jǐn)?shù)均略有增加，而Ca元素的質(zhì)量分?jǐn)?shù)僅在PM1中出現(xiàn)增加的現(xiàn)象，其他無機(jī)化學(xué)組分變化不明顯。煙氣經(jīng)過GGH后PM1的S元素質(zhì)量分?jǐn)?shù)略有降低，與煙氣經(jīng)過SCR時相反。值得注意的是，經(jīng)過ESP后PM10中各粒徑段S元素質(zhì)量分?jǐn)?shù)均略有增加，尤其是PM1中S元素的質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加最為明顯。

圖4 PM10的化學(xué)成分

圖5 顆粒物中水溶性陰離子質(zhì)量分?jǐn)?shù)

進(jìn)一步對PM10中S元素的粒徑分布特性進(jìn)行分析，揭示不同污染物脫除設(shè)備對S元素在PM10中分布的影響規(guī)律，結(jié)果如圖6所示。由圖6可知，整體上S元素在PM10中的分布呈現(xiàn)單峰分布特性，其峰值所對方的PM10的粒徑約為0.1 μm，且其在亞微米顆粒物PM1中分布的質(zhì)量分?jǐn)?shù)明顯地高于超微米顆粒物PM1+10中分布的質(zhì)量分?jǐn)?shù)。這進(jìn)一步證明了S元素主要通過含S氣體與PM10的異相作用向PM10遷移，由于顆粒物粒徑越細(xì)，比表面積越大，從而越有利于含S元素氣體與細(xì)粒徑PM10的異相作用。

由圖6a可知，煙氣經(jīng)過SCR后，S元素在PM10中的質(zhì)量分?jǐn)?shù)均出現(xiàn)增加的趨勢，說明含S氣體在亞微米顆粒物PM1表面發(fā)生凝結(jié)，亞微米顆粒可能通過團(tuán)聚機(jī)理向超微米顆粒物PM1+遷移。由圖3b可知，煙氣經(jīng)過GGH后，PM0.4中S元素的質(zhì)量分?jǐn)?shù)降低，這與煙氣經(jīng)過SCR后PM0.4中S元素的質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化規(guī)律相反。超微米顆粒物中S元素的質(zhì)量分?jǐn)?shù)基本沒有變化。由圖3c可知，煙氣經(jīng)過ESP后，PM10中S元素的質(zhì)量分?jǐn)?shù)均發(fā)生了明顯增加。主要的機(jī)理包括兩方面：一是由于S元素在PM1中明顯富集，而ESP對PM1的脫除存在“逃逸窗口”，因此會導(dǎo)致煙氣經(jīng)過ESP后顆粒物中S元素質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加；二是由于經(jīng)過ESP時，煙氣中O2會在高壓電場下生成O3，進(jìn)一步與煙氣中SO2反應(yīng)生成SO3，導(dǎo)致更多的SO3在PM表面凝結(jié)[14]。兩方面的原因?qū)е聼煔饨?jīng)過ESP后顆粒物(尤其是粒徑更小的亞微米顆粒物)中S元素的質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加。

圖6 PM10中S元素的粒徑分布特性

2.3 SCR和GGH系統(tǒng)對顆粒物排放影響機(jī)理分析

目前，關(guān)于SCR對PM10排放的影響規(guī)律已經(jīng)獲得較一致的認(rèn)識，煙氣經(jīng)過SCR后，會導(dǎo)致PM1質(zhì)量濃度升高，PM1+質(zhì)量濃度降低。其中PM1質(zhì)量濃度的升高主要是由于SO2與SCR中NH3通過式(1)和式(2)的反應(yīng)，生成NH4HSO4和(NH4)2SO4。

(1)

(2)

NH4HSO4和(NH4)2SO4通過均相凝結(jié)聚并或異相凝結(jié)形成亞微米顆粒物[9，12-13，15]?；诋?dāng)前在電廠中測試的結(jié)果，其形成的亞微米顆粒物粒徑約為0.1 μm～0.3 μm，粒徑大于實(shí)驗(yàn)室研究的結(jié)論，該結(jié)論認(rèn)為凝結(jié)形成亞微米顆粒物的粒徑小于0.1 μm[15]。這主要可能是由于實(shí)際電廠中氣體湍流作用明顯強(qiáng)于實(shí)驗(yàn)室模擬實(shí)驗(yàn)(主要是層流作用)，因此顆粒聚并更劇烈。除了以上原因，部分超細(xì)顆粒物在SCR處通過范德華力或靜電力黏附在大顆粒上的亞微米顆粒在經(jīng)過SCR催化劑時由于碰撞摩擦?xí)l(fā)生二次脫落，從而重新形成亞微米顆粒物。這部分顆?？梢允丘ば暂^強(qiáng)的含鈣礦物(如CaSO4，CaCO3或Ca(OH)2)。這也可以解釋本研究及BENSON et al[16]的研究結(jié)果中，煙氣經(jīng)過SCR后PM1中除了S元素，Ca元素含量也略有增加的結(jié)論。

目前，關(guān)于煙氣經(jīng)過SCR后PM1+顆粒物減少主要解釋的機(jī)理為：煙氣經(jīng)過SCR后PM1+由于具有相對較大的粒徑和慣性，可被SCR催化劑機(jī)械攔截或發(fā)生沉積[4，9，13]。這與實(shí)際電廠運(yùn)行過程中觀察到的SCR堵灰較嚴(yán)重、需要定期進(jìn)行聲波吹灰和蒸氣吹灰的現(xiàn)象是一致的。

采用式(3)[17]對顆粒在壁面中的黏附力計(jì)算可知，黏附力僅考慮液相毛細(xì)力和范德華力時，PM10與換熱面的黏附力是重力的104倍以上，即PM10僅通過這兩個力作用就可在換熱面發(fā)生沉積，機(jī)械攔截與沉積不會對特定成分的PM10具有選擇性，從而導(dǎo)致經(jīng)過SCR后的PM10化學(xué)成分發(fā)生變化。這無法解釋圖6a中觀察到的現(xiàn)象(煙氣經(jīng)過SCR后PM1-10中S元素質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加)。說明除了物理攔截與沉積，顆粒之間的聚并長大向PM1+遷移也是導(dǎo)致PM1-10質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加的原因之一。

Fadh=0.063D[1+0.009φ(moisture)]

(3)

式中：Fadh為顆粒與平面的黏附力，N；D為顆粒粒徑，m；φ(moisture)為相對濕度，%(本研究中相對濕度約為8%)。

圖7所示為SCR出口處飛灰的微觀形貌，表4所示為圖7中對應(yīng)分析點(diǎn)飛灰的化學(xué)成分。由圖7和表4可以看出，被硫酸鹽(NH4HSO4和(NH4)2SO4)包裹的具有黏性表面的亞微米顆?？勺鳛橹虚g黏結(jié)媒介將兩個較大粒徑的超微米顆粒物團(tuán)聚形成更大的顆粒，這可解釋煙氣經(jīng)過SCR后不僅PM1-10質(zhì)量濃度降低，同時其S元素含量也發(fā)生變化。根據(jù)JKR模型[18]，在彈性碰撞的條件下，僅考慮慣性力導(dǎo)致的顆粒分離，理論上一個1 μm的顆粒足以通過黏附力將兩個粒徑大于其一個數(shù)量級的顆粒黏附在一起。該機(jī)理也在團(tuán)隊(duì)前期的研究中被間接證明[12]。

圖7 在SCR出口處飛灰的微觀形貌

表4 SCR出口處飛灰的化學(xué)成分

煙氣經(jīng)過空氣預(yù)熱器到達(dá)GGH入口，其溫度降低到約120 ℃，該溫度低于NH4HSO4(熔點(diǎn)147 ℃)和(NH4)2SO4(熔點(diǎn)280 ℃)的熔點(diǎn)，但高于SO3的露點(diǎn)溫度，因此在該位置硫酸鹽主要以固體晶粒存在。煙氣經(jīng)過GGH后，煙氣溫度降低至約93 ℃，接近SO3露點(diǎn)溫度，因此會有部分SO3在顆粒物表面發(fā)生異相凝結(jié)，導(dǎo)致部分亞微米顆粒形成硫酸鹽黏性層。這將有利于表面富集SO3的亞微米超細(xì)顆粒物聚并形成超微米顆粒物。PM1中S元素的質(zhì)量分?jǐn)?shù)的大小取決于凝結(jié)于顆粒表面SO3的含量以及向超微米遷移S元素的含量。在本實(shí)驗(yàn)條件下，由于向超微米遷移S元素的含量大于凝結(jié)于PM1表面SO3的含量，因此導(dǎo)致PM1中S元素的質(zhì)量分?jǐn)?shù)降低。而煙氣經(jīng)過GGH后，PM1-10的質(zhì)量濃度變化取決于PM1通過聚并向PM1-10遷移的比例以及在換熱器表面沾污的含量。當(dāng)PM1向PM1-10遷移的比例大于其在換熱器表面沉積的含量時，則PM1-10質(zhì)量濃度增加(如阮仁暉等[9]觀測到的經(jīng)過LLTe后PM1-2.5質(zhì)量濃度升高)，而當(dāng)PM1向PM1-10遷移量小于PM1-10沉積量時，則經(jīng)過GGH后PM1-10的含量會降低(如本研究觀察到的現(xiàn)象)。根據(jù)HUANG et al[19]的研究結(jié)果PM10與換熱器表面碰撞后很難發(fā)生反彈，因此PM1-10在換熱器表面的沉積不具備化學(xué)成分選擇性，這也解釋了本研究中煙氣經(jīng)過GGH后PM1-10化學(xué)成分沒有明顯變化的原因。由于更大粒徑的PM2.5-10比PM1-2.5具有更大的慣性，碰撞效率更高，其在換熱面沉積量會高于PM1-2.5，因此會導(dǎo)致PM10中超微米峰值向較小粒徑遷移，這與本實(shí)驗(yàn)及阮仁暉等[9]的實(shí)驗(yàn)結(jié)果相符。

3 結(jié) 論

1) 煙氣經(jīng)過SCR后，煙氣中PM1的質(zhì)量濃度升高約10%，而PM1-2.5和PM2.5-10的質(zhì)量濃度分別降低約19%和17%，PM10中整體S元素的質(zhì)量分?jǐn)?shù)略有增加。煙氣經(jīng)過SCR后NH4HSO4和(NH4)2SO4的均相和異相凝結(jié)是導(dǎo)致PM1的質(zhì)量濃度升高的主要原因，PM10在SCR中的沾污沉積以及顆粒的團(tuán)聚長大是導(dǎo)致PM1-2.5和PM2.5-10質(zhì)量濃度降低的主要原因。

2) 煙氣經(jīng)過GGH后PM10整體的質(zhì)量濃度均降低，其中PM2.5-10的質(zhì)量濃度降低最明顯，同時PM1中S元素的質(zhì)量分?jǐn)?shù)降低約40%，而PM1-2.5和PM2.5-10化學(xué)成分沒有明顯變化。經(jīng)過GGH后，PM1聚并長大是導(dǎo)致PM1質(zhì)量濃度以及PM1中S元素的質(zhì)量分?jǐn)?shù)降低的主要原因，而PM10在換熱器表面的沾污沉積是導(dǎo)致PM1-2.5和PM2.5-10質(zhì)量濃度降低的主要原因。

3) LLT-ESP對PM10有較高的脫除效率，其脫除效率可達(dá)99.9%以上。但經(jīng)過LLT-ESP后PM1出現(xiàn)了富集的現(xiàn)象，說明LLT-ESP與傳統(tǒng)ESP一樣，對1 μm左右的顆粒物的脫除存在“逃逸窗口”。由于LLT-ESP對PM1的脫除率低于粗粒徑顆粒的脫除率，而PM1中S元素的質(zhì)量分?jǐn)?shù)更高，同時顆粒物經(jīng)過LLT-ESP后進(jìn)一步發(fā)生硫酸鹽化，因此，經(jīng)過LLT-ESP后PM10中S元素的質(zhì)量分?jǐn)?shù)明顯升高。