摘要：本文基于突變分析和系統分析方法，采用氣象數據、監測數據、不同階段相關文獻中的檢測數據等，構建相關分析模型，確認PM2.5粒數濃度暴增而非質量濃度變化是2013—2014年京津冀及周邊省份霧霾大暴發的主因。確認硫酸根、硝酸根、銨根等水溶性離子為主的可凝結顆粒物，均受濕法脫硫取消煙氣換熱系統（Gas-Gas-Heater，GGH）后的濕煙囪污染物排放這一因素的直接或間接影響。濕法脫硫取消GGH是最主要的引發PM2.5粒數濃度暴增的因素，同期大規模的脫硝加劇了這一趨勢。其他任何因素沒有在2013—2014年間發生突變的可能，也不可能引起霧霾天數倒鉤型的變化。最后根據萃智創新方法提出超低排放改造的優化方向。

關鍵詞：PM2.5；粒數濃度；質量濃度；霧霾；濕法脫硫；GGH

中圖分類號：X51;X773   文獻標識碼：A   DOI:10.3969/j.issn.1003-8256.2019.02.005

開放科學（資源服務）標識碼（OSID）:

0 引言

以霧霾天數為標志，2013—2014年霧霾在京津冀及周邊省份大暴發（下文簡稱霧霾大暴發）。2013年開始探索霧霾治理，2015年后燃煤電廠率先開始較大規模的超低排放改造，再加上對非電行業排放大戶采取“停限產”等鐵腕協同治理措施，霧霾天數于2014年達到峰值，2015年以后有較大程度下降，但相對暴發前仍在高位運行。霧霾危害很大，已眾所周知；霧霾成因不能確認，治霾對策就不能精準，造成資源浪費，影響經濟發展和人民生活。2017年兩會期間，李克強總理參加陜西代表團審議時說“如果有科研團隊能夠把霧霾的形成機理和危害性真正研究透，提出有效的應對良策，我們愿意拿出總理預備費給予重獎！這是民生當務之急啊。我們會不惜財力，一定要把這件事研究透”[1]！“山東科技智庫論壇”在2017—2018年組織過三次全國性的霧霾成因研討會，在國內引起較大反響[2]；中美綠色合作伙伴結對-山東省科學院與美國勞倫斯伯克利國家實驗室組成的霧霾成因研究小組進行了一年多的綜合性研究。

本文以2013—2014年霧霾大暴發這一突變事實為線索，運用突變論和系統論方法，以學術文獻的實驗數據和實際監測數據為基礎，排除不可能造成突變的常規因素，找出引起霧霾大暴發的突變因素，綜合分析霧霾暴發后至今尚未消退的根本原因。以2012年底為界，之前為PM2.5粒數較少的燃煤干煙氣排放為主的大氣環境系統，之后轉化為PM2.5粒數暴升的燃煤濕煙氣排放為主的發生質變的大氣環境系統。

1 霧霾大暴發的表現及初步原因判斷

1.1 霧霾天數突增

氣象數據顯示2013—2014年霧霾天數突增，這也與人們的切身感受一致。圖1為山東省1961—2016年霧霾天數的變化趨勢：2013年開始，山東省霧霾天數連續兩年翻番式增長，2014年達到峰值；2015—2016年相對2014年下降25%，但遠高于2012年之前的霧霾天數[3]。濟南市1981—2014年龜山、章丘、長清、濟陽、商河和平陰六個氣象站年平均霾日數在2013—2014年也呈現飛躍式突變。從圖2可以看出，濟南及周邊縣市的霧霾天數有較大差異，只有市區及煤炭生產和消費集中的章丘率先從2010年開始霾天數的爬升，其他地區僅略有增長。2013年之后所有觀測點都開始爬升，2014年暴增。雖然有關濟南市的文獻對霾級別定義和測算與山東省不同，但二者可以相互印證2013—2014年霧霾天數的突變性事實[4]。同時，京津冀及周邊省份連續發生大面積霧霾。霧霾已經不限于局部地區、特定時間，而是經常性的連片暴發。

這種由零星區域霧霾天數上升，到京津冀及周邊省份的大規模暴發，是大氣系統對霧霾承載力迅速被超越的突出表現。大氣系統是相對穩定的，在一年內出現暴發式的突變，致霾污染源聯手成片，說明大氣中的致霾因素突然大大超過環境容量。這種突變及倒鉤型的變動趨勢可以排除掉部分因素。如，山東省煤炭消費量持續增長至2016年達到峰值，散煤燃燒、汽車存量和工業至今均穩步增長。上述因素帶來的污染物排放均不可能帶來2013—2014年的倒鉤型突變；同理，自然因素如地形、地貌、風速、紫外線強度等，在兩年內更不可能有根本性變化。這些均無法解釋霧霾大暴發的突變性。

圖1 山東省1961—2016年霧霾天數變化趨勢[3]

圖2 濟南市1981—2014年六個氣象站觀測年平均霾日數[4]

1.2 PM2.5質量濃度變化很小、粒數濃度暴增

霧霾大暴發后，PM10或PM2.5引起霧霾已經是基本常識，二者基本決定空氣質量。粒數濃度與質量濃度是PM2.5的兩個指標，本文發現PM2.5粒數濃度變化與2013—2014年霧霾天數變化一致、質量濃度變化很小。

濟南市2010—2017年PM10、PM2.5年均質量濃度變化趨勢顯示（圖3），2013年是PM10的明顯峰值。PM2.5在2013年相對2012年是一個小峰值，但與2011年類似。即使PM10質量濃度有明顯峰值，與山東省霧霾天數連續兩年翻番式增長也有巨大差異。2017年PM10和PM2.5質量濃度都大大低于2013峰值年，霧霾天數卻大大高于霧霾暴發前。

圖3 濟南市2010—2017年PM10、PM2.5質量濃度年均變化[5]

北京市某監測點按照小時計算的2009—2016年PM2.5質量濃度與濟南市變動趨勢類似，PM2.5質量濃度2013年高于2012年，略低于2010年，與2009年相同（圖4）。對該觀測點每日每時PM2.5數值分類，嚴重級別的霧霾小時數呈現出2013—2014年為2009—2016年間的峰值（圖5）。

圖4 北京市2009—2016年PM2.5質量濃度（每立方米.微克）年均變化[6]

圖5 PM2.5大于300嚴重霧霾（二級）級別以上的小時數[6]

氣象數據中相對濕度小于80%或大于90%時的能見度水平是判斷灰霾污染或霧的重要指標，可以反映PM2.5污染程度。Liu等（2017）基于多年氣象條件和質量濃度的統計規律，推算出京津冀地區多年月度PM2.5質量濃度平均值，并與1963—2014年平均值比較得到距平值，在2013—2014年出現異常值[7]。實際監測值卻顯示2013—2014年前后PM2.5質量濃度沒有太大變化。異常值的出現，并非模型本身有問題，而是2013—2014年發生了脫離過去模式的突變，造成這兩年的數據與過去常規變化有較大偏離。

圖6 根據氣象數據推算的京津冀地區月度PM2.5距平值[7]

1.3 PM2.5增加導致霧霾的基本科學前提下，大氣中PM2.5粒數濃度暴增是唯一選項

相關研究指出，只關注固定污染源排放的總顆粒物質量濃度遠遠不夠，針對細顆粒物和超細顆粒物，粒數濃度更能反映其對生態環境及人體健康的危害程度[8]。在PM2.5質量濃度變化無法反映霧霾大暴發的情況下，PM2.5粒數濃度變化就成了唯一選項。這意味著，2013—2014年間雖然大氣中PM2.5質量濃度沒有發生大的變化，PM2.5粒數濃度卻成倍增長。

后續研究顯示，濕法脫硫取消GGH以及2012—2015年間脫硝設施快速建成，脫硝和濕法脫硫燃煤設施排放的煙氣中可凝結顆粒物、氨和三氧化硫等水溶性物質增加，導致其排放的PM2.5粒數暴升，但質量濃度并沒有大的變化；進而引起大氣中PM2.5粒數濃度和粒數若干倍的暴升，導致霧霾大暴發。換言之，導致霧霾大暴發的根本原因是，在脫硫設施林立的京津冀及周邊省份等重點地區，濕法脫硫去除GGH這一小的判斷失誤導致一系列連鎖反應所致，大力度的脫硝加劇這一趨勢。在霧霾大暴發前重點地區已經接近大氣污染物容量上限，局部地區已經開始出現零星霧霾情況下，暴增的PM2.5粒數成為引發二次顆粒物暴增的溫床，導致大氣中顆粒物在1~2年內大大超過大氣污染物容量上限若干倍，霧霾大暴發是必然發生的。在此之前，我國已經進行多年的產業結構調整、能源結構調整、大氣環境治理、污染物大力度減排，二氧化硫、氮氧化物、煙塵已經大幅度減少，城市中的許多高耗能、重化工企業早已“騰籠換鳥”。氣候、地形地貌因素是客觀存在，并非能夠改變的因素。導致突然暴發大霧霾的原因應該容易找到，因為這本身也是濕法脫硫取消GGH，煙氣排放的“干煙囪”模式轉換為“濕煙囪”模式導致的突變造成的。進入2012年底之后的濕煙囪模式后，在新的PM2.5粒數發生質變的大氣系統內部，通過比較不同區域的差異，來尋找霧霾暴發的主因是非常困難的。不識廬山真面目，只緣身在此山中。

2 取消GGH導致煙氣中PM2.5粒數濃度暴增的突變

根據第一部分，引起2013—2014年PM2.5粒數濃度暴增的因素可能為霧霾大暴發的源頭。霧霾天數的倒鉤型變動已經排除掉大部分可能致霾主因。2012年大部分電廠的濕法脫硫取消煙氣換熱系統（GGH）、新建電廠不再安裝GGH、同期新增大量脫硝設備，以及從2013年1月1日起施行嚴格的在線監測和懲罰措施等影響，從污染物來源、發生時間上均可對霧霾大暴發做出解釋。本部分對濕法脫硫取消GGH和脫硝如何影響PM2.5粒數濃度進行論證。

2.1取消GGH導致脫硫塔入口煙氣溫度上升，PM2.5粒數濃度出口相對入口暴增10~100倍

濕法脫硫產生的細顆粒物是PM2.5的潛在來源。在典型條件下，120℃~160℃的入口溫度范圍內，脫硫塔PM2.5產生率最高可達每立方厘米兩億個粒子。取消GGH導致高溫原煙氣不能與脫硫吸收塔出口的低溫凈煙氣進行熱量交換，進入脫硫塔的煙溫高于取消GGH前[9-11]，而脫硫塔煙氣入口溫度是影響PM2.5粒數濃度的重要因素。在超低排放改造之前的2013年前后工況下，濕法脫硫取消GGH，脫硫塔煙氣進口溫度大幅度提高，使得脫硫塔PM2.5粒數濃度增加10~100倍[12]。除塵器入口溫度提高也使得除塵器中PM2.5的粒數濃度大增。除塵器對PM1.0以下的顆粒作用很小。取消GGH后，進入大氣的PM0.1~PM1.0顆粒物突然增多。

這也解釋了關于GGH相矛盾的結論：部分研究表明GGH自身并沒有阻攔或減少顆粒物的排放，但多方檢測顯示有和沒有GGH的質量濃度相差3~4倍[13]，以及有GGH比沒有GGH的機組PM1.0粒數濃度下降95%以上[14]。因為取消GGH后，脫硫塔入口溫度增加等因素導致脫硫塔中PM1.0粒數濃度增加幾十到幾百倍，質量濃度僅增加一倍甚至下降[14-15]，以PM1.0為主的顆粒物全部排入大氣，造成PM2.5粒數濃度暴增。

表1 有無GGH相關污染物的平均濃度[13]

由于PM2.5源解析中燃煤占質量比重較大、粒數比重更大，進而導致大氣中PM2.5粒數濃度成倍增長。PM2.5粒數濃度的增長主要體現在PM0.1或PM1.0等小粒徑粒子的增長，質量濃度變化很小；在被脫除的多為較大粒徑粒子的情況下，有些機組脫硫塔檢測結果顯示PM2.5粒數濃度增加幾十倍，但質量濃度減少。

2.2 取消GGH后增加了煙氣攜帶或隨水汽排放的水溶性離子，可凝結顆粒物粒徑隨著煙氣在大氣中的擴散由大變小，粒數出現上萬倍的暴升

目前所有檢測顆粒物排放的質量濃度、粒數濃度，基本上都是在煙氣排放連續監測系統檢測位置處的值，未能真實反映煙氣擴散過程中所含顆粒物的存在形態，實際排放至環境中的細顆粒物粒數高很多。被監測煙氣經稀釋、冷卻后，出現質量不變但顆粒物粒數暴增的現象；而濕法脫硫后的濕煙氣在排放擴散至大氣過程中必然被稀釋、冷卻[16]。有GGH時，可凝結顆粒物可以凝結成固體顆粒物而不會在大氣中產生粒數的暴增，或者在煙道中以氣溶膠相互碰撞形式凝結成大的氣溶膠進入大氣后容易沉降等。沒有GGH后煙氣排放由“干煙囪”模式變為“濕煙囪”模式，秋冬季節在煙囪、煙羽中，會形成比表面積和粒數為巨量的微小粒徑冷凝液滴，有些污染物和冷凝液滴間會發生反應，污染物可以大比例轉化為水溶性離子，還有些污染物被機械攜帶或在逃逸的極細液滴中溶解著。液滴中的水蒸發后形成水溶性離子顆粒物并擴散，顆粒物粒數暴增[17]。

煙氣進入大氣后是一個逐漸稀釋的過程。對電廠煙囪60米橫斷面處原煙氣稀釋，稀釋倍數從7倍增至10倍，0.006~0.0136微米粒徑段顆粒物粒數濃度分別約為原煙氣該粒徑段的2.5和104倍。即隨著稀釋比的增大，煙溫和濕度逐漸降低，半揮發性物質飽和度增加以及水蒸氣在顆粒物表面的冷凝，導致煙氣中納米級顆粒物數濃度驟然增加。該過程很好地模擬了高溫高濕煙氣排放到大氣中真實的混合過程[16]。對白煙消失后的拖尾黑煙進行檢測，距離煙囪越近，大顆粒的PM10越高，PM2.5、PM1.0和PM0.38越少；隨著增加檢測儀與煙囪的距離，PM2.5、PM1.0和PM0.38逐漸增加，說明小粒徑顆粒物在逐漸相對變多[18]。

即使濕煙氣的質量濃度于在線儀器監測處的差異僅有幾倍，它們進入大氣后粒數會產生上萬倍的變化。這一方面說明檢測儀器需要模擬大氣擴散過程，檢測數據才相對真實；另一方面也說明，儀器監測位置檢測到的相對較小的變化，也會在大氣中放大上萬倍。

2.3 取消GGH導致煙柱高度大大降低，煙氣污染物最大落地點濃度增加1倍

取消GGH的脫硫系統，雖有效避免了GGH的堵塞問題，但由于“濕煙囪”無煙氣再熱措施，排煙溫度較低，排煙高度降低一半，煙囪排放污染物最大落地點質量濃度增加一倍[20]。僅此變化就帶來PM2.5質量濃度100%左右的增長，粒數濃度增長更大。

2.4 取消GGH導致煙氣中霧滴里溶解的二氧化硫和可溶物逃避監測

目前的在線檢測儀器只適合干煙氣檢測，霧滴里溶解的二氧化硫和可溶物在通過檢測設備時是以溶解態存在的，所以造成二氧化硫和煙塵的檢測數據都偏低。飽和煙氣向后傳輸的過程一直在降溫，會有大量過飽和水析出，析出的霧滴比表面積極大，會迅速與煙氣中剩余的二氧化硫結合，生成亞硫酸。如果霧滴中含有脫硫產物亞硫酸鈣，就會生成亞硫酸氫鈣，這些物質都是非穩定態物質，排入大氣失水后會分解，重新釋放出二氧化硫，這部分二氧化硫無法被在線監測設備檢測到。而逃逸檢測的含溶解物霧滴進入大氣后，首先隨煙氣擴散，大氣的溫度一般都比煙氣低，煙氣先降溫過飽和，形成白色煙氣；同時大氣的濕度會遠小于煙氣濕度，煙氣中的水分迅速蒸發，蒸發速度取決于大氣相對濕度、溫度和擴散條件。煙氣拖尾的長短還和煙氣的絕對濕度有關，煙氣溫度高、帶水量大、帶水霧滴粒徑越大都會讓煙氣拖尾變長[18]。

2.5 取消GGH導致顆粒物無法在煙道中增大，進入大氣后難以沉降

GGH加熱時煙氣還沒有擴散，霧滴氣化升溫時會相互碰撞，在氣溶膠狀態下很容易相互吸附長大，生成的結晶體粒徑較大，排出煙囪后有利于沉降。取消GGH后的煙氣是排入大氣后生成的二次顆粒物，這些顆粒物是在擴散后生成的，這時粒子之間的距離很大，沒有機會碰撞長大，生成的顆粒非常細小，比表面積非常大，靠自重很難沉降，會在大氣中長期漂浮形成富集。在濕度和大氣傳輸條件不好時就形成霧霾[18]。

2.6 脫硝設備對PM2.5粒數濃度暴增的疊加影響

2007—2017年脫硫脫硝行業發展報告或綜述提出了主要行業尤其是火電行業脫硫脫硝進程中產生的若干棘手問題，這些問題大多與造成霧霾大暴發的硫酸鹽、銨鹽、硫酸霧等相關[19,21-32]。

火電廠大氣污染物排放新標準規定新建燃煤發電鍋爐2012年1月1日起、現有火力發電鍋爐2014年7月1日起執行新的標準。在執行新標準前，原國家標準或地方標準相對寬松。2012年京津冀及周邊部分省市開始實行脫硝電價，大型集中供熱鍋爐也執行電廠的排放標準。再加上供熱脫硫脫硝加價等政策，激勵了電力和熱力企業脫硝設施大量上馬，脫硫設施運行率也一反常態而大大提高，火電廠二氧化硫和氮氧化物排放量快速下降。2015年開始的較大規模超低排放改造，燃煤電廠脫硝環節、脫硫環節的PM1.0分別增加52.11%、59.41%[31]，而PM1.0的粒數濃度與PM2.5基本相同。在2012—2014年，電廠尚未安裝超低排放改造后的精細SCR、低低溫省煤器和布袋除塵等工況下，主要有靜電除塵、脫硫設施兩大部分，PM1.0去除率較低，脫硝后增加的PM1.0也使脫硫后排入大氣的PM2.5增加。其中，可凝結顆粒物，以及水溶性離子等大量增加，相對原來主要是可過濾顆粒物或可凝結顆粒物轉化為可過濾顆粒物的情況，取消GGH后大氣中PM2.5粒數濃度大大增加。

脫硝工藝新產生的超細顆粒物與取消GGH造成PM2.5粒數濃度暴增相互疊加，進一步加大取消GGH后PM1.0粒數濃度的增幅。另外，脫硝之后還有氨氣的逃逸問題[33,47]，造成大氣中銨鹽增加。鋼廠也開始進行脫硫，部分采用濕法脫硫[21-24]。這些改變都與2013—2014年霧霾大暴發時間點和增加的排放污染物類型吻合。

3 眾多濕法脫硫企業2013年1月1日前取消GGH，之后嚴格在線監測及獎罰措施下開始不間斷運行、同期脫硝設施的大幅度上馬等造成單個企業取消GGH粒數濃度發生突變基礎上的眾多企業脫硫脫硝設施運行狀況集體突變

2012年底之前已經有部分新建脫硫設施不再安裝GGH，且有較大比例在2010年前安裝的GGH被拆除。據調查，2012年許多脫硫設施處于檢修或改造狀態而沒有正常運行。因為GGH經常堵塞，煙氣旁路系統被鉛封；2011年新排放標準于2012年在新上的機組實施，而2014年7月1日開始老的機組也要實施新標準。GGH的原煙氣泄露會造成二氧化硫等排放不達標；拆除GGH后，氮氧化物超標問題在脫硝電價刺激下快速的脫硝設施上馬后也能夠迎刃而解。因此，2012年有足夠多的動因，突擊拆除GGH。2013年1月1日開始的嚴格在線監測和重罰措施，使已經去除GGH的脫硫脫硝設施都突然開始正常運行，也不再因為GGH堵塞等原因而停產檢修等，由此造成的突變導致2013年初霧霾大暴發，2014年達到峰值。相關佐證如下。

3.1對相關企業調查顯示，2010年之后不再安裝GGH，2012年集中拆除已有GGH

據調查，某省一個大發電企業2010年前投產的8臺機組都有回轉式GGH，2012年全部拆除。其中4臺200MW，2臺300MW，2臺600MW。位于市區的2臺200MW機組，拆除老GGH后安裝了MGGH。2010年之后投產的4臺1000MW機組，都沒有安裝GGH。

3.2相關文獻顯示，2010年對是否加裝GGH沒有定論，但新機組不再安裝，2012年上半年就有70%的發電機組不再有GGH

2010年針對煙氣脫硫濕法工藝是否需要加裝GGH的問題，進行了相當一段時間的討論，且沒有定論。但是新建濕法煙氣脫硫機組越來越多地采用了不裝設GGH的方案。石膏雨的產生與濕法脫硫取消GGH不無關系。取消GGH后，煙氣排煙溫度降低，煙氣擴散能力減弱，直接導致煙氣攜帶的石膏漿液滴在煙囪附近落地，形成石膏雨現象。另外，石膏雨的產生與脫硫塔流速、除霧器的設計和沖洗效果也有直接聯系[9]，在當時這方面的問題也比較多。因為堵塞嚴重、原煙氣泄漏等問題使二氧化硫排放難以達到新標準，到2012年上半年就有70%以上的脫硫設施不再有GGH[34],相應帶來的是石膏雨。

3.3取消GGH導致石膏雨的嚴重程度變化也顯示2013-2014年眾多企業脫硫脫硝設施運行情況發生突變

石膏雨問題成為大規模取消GGH的直接反映。無GGH裝置的脫硫系統投產后，雖有效避免了GGH的堵塞問題，但由于“濕煙囪”無煙氣再熱措施，排煙溫度較低，脫硫塔出口帶有飽和水的凈煙氣在排出過程中部分冷凝形成液滴，煙氣自煙囪口排出后不能有效地抬升、擴散到大氣中，導致取消GGH裝置后煙氣不能迅速消散，特別是在地區溫度、氣壓較低或陰霾天氣的時間段，煙氣中攜帶的粉塵及液滴聚集在煙囪附近，落到地面形成“石膏雨”或酸雨，對電廠及周邊環境產生污染，甚至腐蝕設備[19]。

我國火電廠脫硫脫硝行業2011年發展綜述指出，石膏雨是個實際問題，2012年上升到突出問題，2013-2014年為普遍問題，2015年因為采取超低排放改造治理石膏雨，不再有石膏雨問題的描述[21-24,29]。可見，石膏雨的加劇也說明2013年開始是個突變。

3.4二氧化硫排放量和火電廠脫硫設施占比也說明2013年初開始脫硫設施運行率大大提高

已經投運煙氣脫硫機組2012年底比2011年底有很大提高，這也是為了應對2013年1月1日開始的嚴格在線監測和違規懲罰措施，與2013—2014年霧霾大暴發基本吻合。而2013年和2014年脫硝機組大幅增長，與2013—2014年霧霾大暴發的時間點相吻合，2014年霧霾天數達到峰值。電廠石膏雨問題太明顯，2015年較大規模的超低排放措施抑制住了石膏雨問題，也使得霧霾天數比2014年的峰值年下降20%，2016年比2014年峰值下降25%。

從二氧化硫、氮氧化物和煙塵排放量來看，也顯示2012—2015年有非常快速的下降。二氧化硫排放量的下降主要是因為脫硫設施運行率大大提高，而脫硝快速下降緣于脫硝設施快速上馬。兩者都加速PM2.5粒數濃度或質量濃度的增加。

圖7 2005—2015年全國火電廠脫硫脫硝滲透率[31]

圖8 全國火電煙塵、二氧化硫、氮氧化物排放與山東省霧霾天數的變化趨勢[35]

圖8顯示，二氧化硫的排放，2012年沒有比2011年增加多少，說明2012年增長較多的脫硫機組主要是在年底之后運行，為了應對2013年1月1日開始的嚴格在線監測。2013—2014年脫硫脫硝設施開足馬力后，氮氧化物和二氧化硫快速下降。

由于脫硝設施快速上馬的突變，加上眾多脫硫設施在2012年比較集中的取消GGH的突變，再加上過去取消或不安裝GGH的脫硫設施由斷斷續續運行變為2013年1月1日之后嚴格的在線監控下不間斷運行的突變，三重突變疊加造成2013—2014年霧霾天數連續兩年的每年翻番式增長。2015年為應對石膏雨普遍實行超低排放改造措施，使石膏雨問題大大減輕的同時，霧霾天數也有了較大程度的下降，但相比霧霾暴發前仍處于高位運行。

4 排除無法引起2013—2014年霧霾天數突變的因素

4.1煤炭消費量

煤炭消費量不是霧霾暴發的原因。京津冀及周邊省份煤炭消費量在2013年達到峰值，山東省2016年達到峰值（圖9）。達到峰值時有連續幾年的平臺期，在煤炭消費量變化不大的情況下不可能引發霧霾天數連續兩年翻番，2015年又有25%的下降。因此，京津冀及周邊省份燃煤強度大污染物排放多無法解釋2013—2014年霧霾大暴發。

圖9 山東省煤炭消費和霧霾天數的變化趨勢

4.2 二氧化硫和氮氧化物排放量

二氧化硫和氮氧化物據說是大氣中二次PM2.5的前體物。2013—2014年霧霾大暴發發生在火電廠脫硫和脫硝快速推進、二氧化硫和氮氧化物排放量急速下降的2012—2015年，而2006年是二氧化硫排放峰值、2011年是氮氧化物排放峰值。在二氧化硫和氮氧化物的排放量遠遠大于2013—2014年的2011年沒有暴發大霧霾，而在二氧化硫和氮氧化物下降較大的2013年暴發大霧霾。這說明如果沒有大氣中PM2.5粒數濃度的突變，不可能在2013—2014年有更大量的二氧化硫、氮氧化物加速被氧化并新產生PM2.5，加劇霧霾天污染程度。

4.3 產業結構、能源結構變化及其它大氣污染物或能產生大氣污染物的變量

常見的產生大氣污染物的變量，像小型汽車存量、柴油車存量等都是十幾年的當年購買量減去淘汰量后逐漸積累起來的，不可能在1~2年中發生突變。能夠產生較大污染的產業早已是“十一五”和“十二五”污染治理的重點，產業結構也在持續優化調整中。GDP增長速度逐漸在下降，GDP是各產業增加值之和，各產業通過投入產出而相互關聯、相互制約，與此相關的各類產出帶來的大氣污染物也不會有突變的可能。

以老工業城市沈陽為例，其也是全國工業轉型做得最早的城市。2000年前后，很多能源消耗大戶和污染排放大戶從沈陽消失，如沈陽冶煉廠、沈陽鋼廠等，沈陽的年燃煤消耗從2000年的3800多萬噸，降低到2013年的2800多萬噸。與此同時，沈陽還對供暖鍋爐做了“扒小建大”的大面積改造，并全部新上初級除塵。2000年到2012年沈陽空氣良好指數在全國省會級城市中名列前茅。然而，經過了大規模的工業轉型升級之后，2013年10月31日，沈陽也發生了史上最嚴重的重度霧霾。濕法脫硫取消GGH后確實是PM2.5的一個重要來源，對沈陽市而言是最大的來源[18]。沈陽市的霧霾大暴發并非發生在產業結構偏重、污染物排放多的時期，而是在大量重化工業消失，工業轉型升級，煤炭消費大幅度下降的2013年。顯然，產業結構偏重、污染物排放多并非2013—2014年霧霾大暴發的主因。

4.4 京津冀及周邊省份大氣環境容量上限是在2013—2014年被連續翻番式突破，而非日積月累的結果

第一部分已經指出京津冀及周邊大氣環境容量是在短短一到兩年被大大突破，尋找造成這種突變的原因，比尋找溫水煮青蛙式變化的原因容易。若僅研究2013年之后的變化，只能找到產業結構偏重、污染物排放超過環境容量、區域間傳輸、氣象、地形、地貌等方面的原因。這些原因不是短期內形成的，也不是短期內能夠解決的，對打贏當下的藍天保衛戰作用有限。另外，從2013年之前局部地區霧霾天數開始持續上升來看，京津冀及周邊省份大氣環境容量在霧霾大暴發前已經接近上限。

5濕法脫硫取消GGH后的濕煙囪排放的污染物與導致霧霾暴發的PM2.5主要成分一致或受其造成的大氣環境突變后的直接影響

5.1 脫硫設施周圍的石膏雨和形成霧霾的超細顆粒物同根同源，外部條件不同而形成較大差異

對石膏雨的一般性描述主要是煙氣中夾帶的石膏漿液或脫硫漿液霧化夾帶、煙氣中攜帶的粉塵和液滴等隨煙氣排放落到地面。在除霧器性能不好的情況下，脫硫漿液被煙氣夾帶進入大氣中，而脫硫漿液或脫硫廢水中含有煙氣中吸收過來并逐步濃縮的大量溶解鹽、固體懸浮物及少量氟離子、重金屬離子等有害物質，這些也都是大氣中PM2.5源解析的重要組成元素。如，熱電廠反復使用的脫硫漿液、煙囪凝水或脫硫廢水中就含有比重很高的氯離子、硫酸根、鈣和鎂離子[11]。極細顆粒物不可能被除霧器攔截，通過煙氣被攜帶到大氣中也是自然的，何況除霧器還大面積存在問題。《我國火電廠脫硫脫硝行業2010年發展綜述》中通過對22家企業2008年底前建設的火電廠煙氣脫硫工程后評估結果分析，60%電廠脫硫機組實際燃煤含硫量超出設計值，67%的GGH、44%的除霧器等設備存在嚴重質量問題[28]。

天氣好的情況下，有時“石膏雨”并不沉降，而是與煙氣中其他顆粒物一樣，直接成為大氣中的顆粒物。也有些大氣中的顆粒物是濕法脫硫后的濕煙囪排放間接產生，或由此形成的新環境，促進了大氣中二氧化硫和氮氧化物轉化成硫酸鹽、硝酸鹽、銨鹽等。雖然移動源也排放氮氧化物，但在氮氧化物峰值年時霧霾也沒有暴發，那時大氣中氮氧化物遠多于現在。造成霧霾的大量二次顆粒物的產生，主要原因還是脫硫后取消GGH的濕煙囪暴升的看不見的一次PM2.5顆粒物在容易成霾天氣下，吸水后迅速變大，相互粘附，成為可見顆粒物，影響能見度并為加速二氧化硫、氮氧化物氧化創造了條件。

5.2 濕法脫硫取消GGH后的濕煙囪污染物排放與硫酸根、硝酸根和銨根有直接或間接關系

已有研究證明硫酸根離子大量存在于燃煤鍋爐濕法脫硫的排放煙氣中[36-38]。一般來講，脫硫和脫硝均會增加燃煤電廠的一次PM2.5的排放，這可能引起燃煤電廠排放特征的明顯轉變，一定程度上還會抵消二氧化硫和氮氧化物減排帶來的二次PM2.5削減效果[39]。馬召輝等（2015）對比了燃煤電廠、供熱/工業燃煤鍋爐、水泥窯爐、垃圾焚燒、生物質燃燒源和餐飲源，發現前兩者排放的PM2.5中硫酸根含量較高[40]。大型燃煤電廠煙氣排放中也有相對較大比例的硝酸根。燃煤電廠、供熱/工業燃煤鍋爐90%以上采用濕法脫硫，且較容易人為控制，重要活動期間的關停或發電量減少均可成為硫酸根減少的主要來源[41]。

濕法脫硫由于存在脫硫產物結晶析出、脫硫漿液霧化夾帶等物化過程（描述與石膏雨相同），本身又可能形成PM2.5，使得經濕法脫硫后煙氣中PM2.5排放特征產生顯著變化[42]。脫硫脫硝系統中產生的各類硫酸鹽、硝酸鹽、氨或銨鹽、三氧化硫等排放到大氣中，這已經主要不是鍋爐直接產生的顆粒物和氣體。這些極細顆粒物作為凝結核，在濕度較大的天氣吸水、相互黏附，成為加速二氧化硫、氮氧化物氧化并與大氣中的氨等堿性物質結合后轉換為二次顆粒物的溫床。

5.3 濕法脫硫取消GGH后濕煙囪排放的污染物在靜穩天氣下具有不衰減的累積效應，很快就會造成大氣中超細顆粒物不斷升高，遇到濕度較大的天氣迅速轉化成霧霾

燃煤污染源對大氣顆粒物濃度貢獻量的大小不僅受其顆粒物排放的影響，還與氣象條件有關，比如靜穩天氣持續時間、大氣溫度和濕度等。在靜穩天氣情況下，第2天是第1天的2倍，第3天是第1天的3倍，依此類推。300米高空的顆粒物濃度是500米高空的1.67倍。在靜穩天氣的第三天，300米高空的可溶性鹽和不溶性顆粒物的濃度之和達到18.45μg/m3，第四天達到24.6μg/m3[36]。按照燃煤占大氣中PM2.5組分比例，第四天大氣中PM2.5質量濃度可達到100μg/m3左右。即使PM2.5的其它組分增長慢，再過幾天也會達到較高水平，采暖季空氣濕度大的情況下更是如此。

這種累積使得取消GGH后暴增的粒徑更細小且不沉降的PM2.5，在靜穩和濕度較大的天氣不斷集聚；以此作為凝結核，吸收空氣中的水分，凝聚粘附大氣中的其他PM2.5；溶解并加快二氧化硫、氮氧化物的氧化，進一步和大氣中的堿性物質化合成為硫酸鹽、硝酸鹽、銨鹽；凝結核由小到大，從PM0.01到PM0.1，再到PM1.0、PM2.5和PM10。這一系列連鎖反應在二氧化硫、氮氧化物濃度更高的2011年并沒有發生，那時大氣中沒有因為集中取消GGH后粒數暴增且不沉降、不斷累積的極細顆粒物。

在大氣中不斷累積的顆粒物的消除，主要靠較大的風或雨，或者是霧霾暴發后類似水汽凝結成水后落下的沉降。較大的風能夠吹走當地的霧霾，也能把其他地方的霧霾帶來。在霧霾天衛星云圖常顯示的是霧霾隨氣流在京津冀及周邊省份等重點區域上方移動，連片成區域性霧霾。在屬于靜穩天氣的3級微風情況下，霧霾氣團沒有因為風吹而脫水、析出和散開，而是不斷累積強化，24小時內移動400公里，從邢臺跑到北京[43]。

5.4 霧霾天氣氯離子奇高是濕法脫硫取消GGH后濕煙囪的污染物排放與霧霾直接相關的證據

相關檢測都證明，反復使用的濕法脫硫漿液中氯離子濃度很高。“山東科技智庫論壇”在2017年首次討論霧霾成因時，有霧霾成因研究團隊的專家表示，根據在重霧霾天氣檢測到的大氣污染物成分，氯離子濃度比自然狀態下高很多，而濕法脫硫后的煙氣排放是氯離子的主要來源（加上可能來源于發電機組循環水的氯離子等，是連續輸送氯離子到大氣中的唯一來源），所以濕法脫硫濕煙囪是霧霾大暴發的主要根源。霧霾天影響能見度的硫酸根、硝酸根和銨根等要么直接來自濕法脫硫取消GGH后的濕煙囪，要么是因為取消GGH后形成的濕煙囪的直接排放，導致大氣中形成有利于二氧化硫、氮氧化物和氨等轉換為硫酸根、硝酸根和銨根等二次顆粒物的環境，從而間接造成二次顆粒物的增多。

采用環保部門2013—2018年空氣質量監測數據可以驗證冬季集中供熱鍋爐啟動后沒有GGH的濕法脫硫濕的影響，隨機選擇若干城市多個年份冬季采暖啟動日前后三周大氣PM2.5質量濃度進行對比。結果顯示采暖季啟動日開始后的三周內，遇到靜穩天氣時，PM2.5質量濃度普遍比前面三周，尤其是前面2~3周高不少，有的是成倍增加。這說明每個城市區區幾臺沒有GGH的濕法脫硫供熱鍋爐，就足以引起大氣PM2.5質量濃度的劇烈變動，是沒有GGH的濕法脫硫導致秋冬季霧霾天氣顯著上升的主因[48]。這也是沒有可能關停發電廠來檢驗是否濕法脫硫取消GGH導致霧霾的情況下，一種可信的替代性檢驗方法。

5.5 霧霾天氣下硫酸根、硝酸根和銨根比重高，三者常出現相同的起伏變化，除了地域特點的差異

硫酸根、硝酸根和銨根是霧霾天氣下比重較高的水溶性離子。濟南市2010—2013年環境空氣細顆粒物PM2.5主要成分質量百分比（圖10）中，除了地殼元素、有機物和碳元素，主要就是硫酸根、硝酸根和銨根。對濟南市2014年1月20日至3月15日PM10和PM2.5中主要影響能見度的水溶性離子濃度進行最大值、最小值和平均值排序，有五組是硫酸根、硝酸根和銨根濃度的順序，只有PM10的最小值排序是銨根、硫酸根、硝酸根的順序，前三位都相同，而明顯具有不同來源的其它水溶性離子濃度值的各種排序變化較大[4]。

圖10濟南市2010—2013年環境空氣細顆粒物PM2.5主要成分

質量百分比[4]

2014年APEC會議期間，京津冀及周邊城市實行嚴格的控排措施，會議前后污染物排放水平差異大，可控制的重點也不同，但硫酸根、硝酸根和銨根受天氣影響的累積曲線形狀和峰值基本一致，而其他元素曲線差異大。這說明三者除了受天氣影響外，還受一個共同因素直接支配或間接影響[44]。在燃煤較多的區域，霧霾天時這三種離子也表現出很強的關聯性。京津冀及附近省份“停止除保障群眾基本生活必須之外的一切向大氣排放污染物的生產活動”后，主要是燃煤電廠濕法脫硫后的濕煙囪還在排放，硫酸根、硝酸根和銨根的變化曲線表現出峰和谷變動時間的一致性，雖然因為用電量下降而發電量和污染物排放量也下降。

進一步對比2014年11月初北京APEC會議期間及其前后濟南市和北京市大氣中硫酸根、硝酸根和銨根的變化幅度，濟南市進入采暖季后硫酸根、硝酸根、銨根的濃度約為APEC期間的5倍、3.5倍、2.5倍[4]；北京APEC會議期間的二氧化硫、二氧化氮、PM10和PM2.5濃度分別降低74.1%、48.0%、66.6%和64.7%；2014年APEC期間和秋季非APEC期間PM2.5化學組份中，硫酸根、硝酸根、銨根和有機碳分別下降60%、47.9%、52.3%和36.3%，是比例最大的四種成份[45]。以上均說明硫酸根、硝酸根和銨根濃度有可能受單一因素直接或間接影響。

2017—2018年采暖季期間，“2+26”城市PM2.5的平均濃度為85微克/立方米，其中有機物、硝酸鹽、硫酸鹽、銨鹽等主要組分的占比分別為28%、19%、12%和11%[46]。這是由于淘汰燃煤小鍋爐、散煤治理和煤控方面以及燃煤鍋爐二氧化硫脫除方面取得決定性勝利；在氮氧化物的脫除方面由于氮氧化物來源較廣、噴氨存在氨泄露和生成硫酸鹽、銨鹽等，以及氮氧化物脫除與臭氧污染加劇之間的反向相關的“蹺蹺板效應”，導致硝酸鹽的比重超過硫酸鹽，以及銨鹽比重下降慢的變化。京津冀及周邊地區大氣PM2.5化學特征發生的這種顯著變化，是現行脫硫脫硝措施的體現，是量變導致的大氣PM2.5成分的變化，并非是像2013—2014年由于濕法脫硫取消GGH導致PM2.5粒數濃度暴增而引發霧霾天數暴增的質變。

6主要研究結論

造成2013—2014年霧霾大暴發的根本原因是濕法脫硫取消GGH引發一系列連鎖反應，使得PM2.5粒數濃度暴增，但質量濃度變化不大。這種連鎖反應主要有8條路徑。

（1）取消GGH后，脫硫塔入口溫度提高，導致脫硫塔出口PM1.0粒數濃度暴增10~100倍。2012年開始執行火電廠大氣污染物新排放標準和脫硝電價、供熱脫硫脫硝加價，而長期存在堵塞問題的GGH也影響煙氣中二氧化硫達標排放，在業內取得“GGH用處不大、不得不拆除”的共識后，當年較大部分電廠拆除GGH且以后新建電廠不再安裝GGH。這導致其它行業上濕法脫硫時不再考慮GGH這一環節。由此導致看得見的突變是石膏雨，看不見的突變是PM2.5粒數濃度暴增。此后冶金、化工等大中型企業部分采用濕法脫硫技術，對PM2.5粒數濃度暴增也有貢獻。

（2）煙氣排放由“干煙囪”模式轉換為“濕煙囪”模式，本來就存在問題的除霧器對暴增的PM1.0不起作用，超細顆粒物、細微液滴甚至脫硫漿液被煙氣攜帶至大氣中，隨著煙氣飄散稀釋，PM2.5粒數比監測取樣處暴增上萬倍。而進入大氣監測指標的只有煙塵，屬于可過濾顆粒物，不存在進入大氣后顆粒數暴增的問題。

（3）煙囪干濕轉換后，在煙道、煙囪及煙羽中的二氧化硫更容易轉換為三氧化硫，加上脫硝系統產生的三氧化硫，進入大氣后形成硫酸霧，再與大氣中富含的氨和脫硝逃逸的氨結合，形成硫酸鹽、銨鹽。為了達到較為嚴苛的氮氧化物排放標準的過量噴氨造成的氨逃逸和硫酸鹽、銨鹽也是不容忽視的問題。

（4）大量超細顆粒物屬于水溶性鹽類物質，進入大氣后不自然沉降，在燃煤區的靜穩天氣逐日累積，幾天后就能進入輕霧霾狀態，遇到濕度大的天氣吸水并黏附變大，霧霾逐漸形成，直到遇到大一些的風、雨或形成大霧霾后沉降；非燃煤區也有天然氣燃燒增加的氮氧化物和水汽，加上漂移來的外部顆粒物和當地的其他污染物，也會形成霧霾，只是少一些。

（5）暴增的超細顆粒物吸水黏附變大后成為二次顆粒物的溫床，導致霧霾頻發，而霧霾天氣潮濕的細顆粒物又加速二氧化硫、氮氧化物向酸性物質及硫酸鹽、硝酸鹽和銨鹽的轉換。

（6）取消GGH后排煙溫度降低，煙柱高度下降，排放空間減少一半，污染物最大落地點濃度增加1倍左右，僅此變化就帶來PM2.5質量濃度100%左右的增長，粒數濃度增長更高。

（7）2012—2015年間大規模脫硝，增加大量硫酸鹽、銨鹽類PM1.0并產生三氧化硫，進入后續的除塵和脫硫環節后，部分進入大氣，與上述取消GGH的連鎖反應疊加，加劇了大氣中PM2.5粒數濃度的暴增。

（8）取消GGH后排放的過多水汽，增加了容易成霾天氣時大氣的濕度，加速霧霾形成。

綜上，濕法脫硫取消GGH后，主要由可凝結顆粒物引起的PM1.0超細顆粒物濃度暴升，進而大氣中PM2.5粒數濃度成倍增加，1~2年內迅速超過已經接近上限的大氣污染物容量的若干倍，導致霧霾大暴發。

濕法脫硫取消GGH后導致PM2.5粒數濃度暴增，主要是除塵脫硫脫硝系統出現技術失誤造成的，而電廠、鋼鐵廠等采用濕法脫硫的企業都是購買產品和服務的用戶，并非是脫硫脫硝設備的生產者和監管者。不出現這一技術失誤或采用其他技術路徑可能不會出現霧霾大暴發。

當然也不是單純因為煤炭消費量、二氧化硫和氮氧化物的排放量等變化引起的。超低排放改造的目的是減排煙塵、二氧化硫、氮氧化物等常規污染物，而導致霧霾大暴發的主要污染物是PM2.5，產生這些PM2.5的主要貢獻者是煙氣攜帶含溶解物霧滴進入大氣后生成的二次顆粒物。因此，超低排放對治霾而言不是對癥下藥，并沒有十分明顯改善京津冀及周邊的霧霾問題。

超低排放確實可以彌補取消GGH帶來的一些功能缺失，比如濕式電除塵可以去除45%的PM1.0質量濃度[41]，但治霾效果并不很明顯。大發電機組排放的煙氣中PM2.5粒數濃度因為其燃燒特性仍然較高[15]，相關減排指標也并非針對霧霾治理，煙氣拖尾現象還很普遍，因此需要針對降低PM2.5粒數濃度繼續努力。

治霾的關鍵是降低煙氣排放全過程所有PM2.5的粒數濃度，而非單純降低煙氣排放連續監測儀安裝位置處二氧化硫、氮氧化物和煙塵的質量濃度。煙氣排出煙囪口后也有PM2.5顆粒產生、液滴擴散過程中逐漸超細化并導致PM2.5粒數暴增，目前在線監測對于目前安裝位置后的PM2.5監測是缺失的。

根據萃智創新方法，在不得不取消GGH，但GGH自身有許多功能不可缺少情況下，需要通過增加相關組件，恢復其有用功能，裁剪其有害功能。目前的超低排放改造，雖然主要是為了治理石膏雨、二氧化硫、氮氧化物和煙塵，并非專門針對引起霧霾的所有形式的PM2.5（如可凝結顆粒物和三氧化硫等），但增加的低低溫省煤器起到了GGH取消后降低脫硫塔進口溫度的作用，脫硫塔后面的濕式電除塵起到了阻攔部分PM1.0的作用，脫硝、除霧器和煙囪都比2013—2014年優化。現在的超低排放改造主要是缺少去除可凝結顆粒物、抬升脫硫塔后的煙氣溫度及煙氣排放變回干煙囪狀態的措施。如可通過類似MGGH等技術，達到取消GGH之前的排煙溫度，可以避免監測儀檢測數據失真；使可凝結顆粒物氣溶膠能夠在煙道中相互碰撞增大，或把可凝粒顆粒在煙道中轉化為固體顆粒物，避免在大氣中產生粒數暴增；也可以抬升煙柱高度，擴大排放空間；降低污染物最大落地點濃度。煙氣冷凝除濕也是需要補充的功能。

當然，如果煙氣能夠很干凈，沒有污染物，不用抬升溫度也可以，但這幾乎不可能，也不經濟。相關研究證明，即使大發電機組超低排放水平很高，污染物排放質量濃度很低，但其粒數濃度大大高于循環流化床機組，與工業層燃爐的差距遠小于質量濃度的差距。而對于是否在其他領域推廣并非針對霧霾治理的超低排放改造，需要謹慎研究。

產業結構調整、能源結構調整、減少污染物排放對霧霾治理，過去、現在和將來都是永恒的話題和正確的舉措，但并非低成本快速高效精準治霾的關鍵。放松煙塵、二氧化硫和氮氧化物的超低排放標準，納入和加嚴可凝結顆粒物、三氧化硫和氨排放標準，重新定義超低排放的內涵和外延，是經濟性快速精準治霾的必然選擇。否則，可能會對經濟社會發展和人民健康帶來很大危害，比如不必要的關閉大量企業、失業、經濟減速、每年上百萬人因為霧霾早死亡等。

參考文獻（略）：

基金項目：基金項目:山東省社科規劃課題、山東省科學院智庫專項課題：山東省經濟社會發展與能源碳排放協同研究和中美綠色合作伙伴山東省科學院-美國勞倫斯伯克利國家實驗室結對研究項目

作者簡介：周勇（1964-），齊魯工業大學（山東省科學院）二級研究員，美國勞倫斯伯克利國家實驗室客座資深科學家，山東省智庫高端人才，研究方向：科技創新戰略與政策，經濟社會發展與能源環境碳排放協同的定量分析研究。

全文下載網址：

http://kns.cnki.net/kcms/detail/37.1020.G3.20190416.1744.004.html

[1] 李克強：誰攻克霧霾形成機理,重獎誰！[EB/OL].http://politics.people.com.cn/n1/2017/0310/c1001-29135480.html.2017-3-10.

[2] 王延斌.爭議“濕法脫硫”：誰是造成霧霾的“罪魁禍首”？[N].科技日報,2017-08-24.

[3] 薛德強,李長軍.山東省霧霾天氣時空變化特征及應對措施[J].科學與管理,2017,37(6),12-16.

[4] 葛凡.濟南空氣質量與大氣細粒子污染特征分析[A].中國氣象學會.第33屆中國氣象學會年會S10城市、降水與霧霾——第五屆城市氣象論壇[C].中國氣象學會:中國氣象學會，2016:21.

[5] 張文娟,孫曉艷,李敏,等.濟南市空氣質量特征及重污染期間PM2.5成分譜分析[J].中國人口•資源與環境,2018,28(S1):71-75.

[6] 美國駐中國大使館網站PM2.5歷史數值2008-2017[EB/OL].http://www.stateair.net/web/historical/1/1.html

[7] MiaomiaoLiu,JunBi,ZongweiMa.Visibility-BasedPM2.5ConcentrationsinChina:1957-1964and1973-2014.EnvironmentalScience&Technology,2017(51):13161-13169.

[8] 武亞鳳,陳建華,鐘連紅,等.燃煤鍋爐煙氣中細顆粒物的排放特征和控制現狀[J].環境工程技術學報,2017,7(3):268-277.

[9] 李曉金,甄志.取消GGH后濕法煙氣脫硫系統設計方案[J].中國電力,2010,43(11):56-59.

[10] 于書一.燃煤電廠取消GGH后對濕法脫硫系統的影響研究[D].華北電力大學,2015.

[11] 潘丹萍.石灰石-石膏濕法脫硫過程中細顆粒物轉化機制研究[D].東南大學,2017.

[12] BinfanJiang,YuleiXie,DehongXia，XiangjunLiu；ApotentialsourceforPM2.5:AnalysisoffineparticlegenerationmechanisminWetFlueGasDesulfurizationSystembymodelingdryingandbreakageofslurrydroplet.EnvironmentalPollution,2019(246),249-256.

[13] 吳曉蔚,劉啟貞,沈志剛.燃煤電廠石膏雨污染排放實測[J].環境監測管理與技術,2017,29(3):41-44.

[14] 李壯,王海濤,董鶴鳴,等.濕法脫硫對660MW煤粉爐PM2.5排放影響的實驗研究[J].節能技術,2015,33(5):398-402.

[15] 趙志鋒.燃煤鍋爐PM2.5產生及排放特征的研究[D].哈爾濱工業大學,2018.

[16] 武亞鳳.燃煤污染源排放顆粒物采樣器比對及電廠測試應用[D].中國環境科學研究院,2017.

[17] 江得厚,蘇躍進.治霾當務之急是控制可凝結顆粒物的排放濃度[J].電力科技與環保,2018,34(4):1-6.

[18] 孫中強.中國霧霾成因研究與治理方案探討——以沈陽為例[EB/OL].https://mp.weixin.qq.com/s/elbF87sPCD7_tVzyRVMmfw

[19] 我國脫硫脫硝行業2011年發展綜述[A]..中國環境保護產業發展報告（2011年）[C].:中國環境保護產業協會,2012:13.

[20] 胡健民,馬果駿.關于煙氣一煙氣再熱器(GGH)利弊的初步分析[EB/OL].https://ecep.ofweek.com/2014-04/ART-93000-8100-28812773.html

[21] 中國環境保護產業協會脫硫脫硝委員會.我國脫硫脫硝行業2012年發展綜述[J].中國環保產業,2013(7):8-20.

[22] 中國環境保護產業協會脫硫脫硝委員會.我國脫硫脫硝行業2013年發展綜述[J].中國環保產業,2014(9):4-15.

[23] 中國環境保護產業協會脫硫脫硝委員會.我國脫硫脫硝行業2014年發展綜述[J].中國環保產業,2015(12):4-23.

[24] 中國環境保護產業協會脫硫脫硝委員會.我國脫硫脫硝行業2015年發展綜述[J].中國環保產業,2016(1):6-21.

[25] 中國環境保護產業協會鍋爐爐窯脫硫除塵委員會.我國火電廠脫硫脫硝行業2007年發展綜述[J].中國環保產業,2008(6):18-21.

[26] 中國環境保護產業協會鍋爐爐窯脫硫除塵委員會.我國火電廠脫硫脫硝行業2008年發展綜述[J].中國環保產業,2009(7):8-13+19.

[27] 中國環境保護產業協會鍋爐爐窯脫硫除塵委員會.我國火電廠脫硫脫硝行業2009年發展綜述[J].中國環保產業,2010(6):17-20.

[28] 中國環境保護產業協會鍋爐爐窯脫硫除塵委員會.我國火電廠脫硫脫硝行業2010年發展綜述[J].中國環保產業,2011(7):4-12.

[29] 中國環境保護產業協會脫硫脫硝委員會.我國脫硫脫硝行業2011年發展綜述[J].中國環保產業,2012(6):20-26.

[30] 中國環境保護產業協會脫硫脫硝委員會.脫硫脫硝行業2013年發展綜述[A].中國環境保護產業發展報告（2013）[C].中國環境保護產業協會,2014:31.

[31] 脫硫脫硝行業2015年發展報告[A].中國環境保護產業發展報告（2015年）[C].北京:中國環境保護產業協會,2016:43.

[32] 中國環境保護產業協會脫硫脫硝委員會.我國脫硫脫硝行業2016年發展綜述[J].中國環保產業,2017(12):5-18.

[33] 專家解讀：我國燃煤電廠煙氣污染排放達到國際最好水平[EB/OL].http://www.sohu.com/a/299753247_100149447?sec=wd.2019-03-07.

[34] 吳炬,鄒天舒,冷杰,等.采用混合式煙氣再熱技術治理火電廠“石膏雨”[J].中國電力,2012,45(12):26-30+41.

[35] 酈建國,朱法華,孫雪麗.中國火電大氣污染防治現狀及挑戰[J].中國電力,2018,51(6):2-10.

[36] 張朋,譚厚章,曹瑞杰,等.西安城區燃煤鍋爐顆粒物排放特征研究[J].環境工程,2018,36(9):63-67.

[37] 胡月琪,馬召輝,馮亞君,等.北京市燃煤鍋爐煙氣中水溶性離子排放特征[J].環境科學,2015,36(6):1966-1974.

[38] 楊柳,張斌,王康慧,等.超低排放路線下燃煤煙氣可凝結顆粒物在WFGD、WESP中的轉化特性[J/OL].環境科學,2019(1):1-8.

[39] 段雷,馬子軫,李振,等.燃煤電廠排放細顆粒物的水溶性無機離子特征綜述[J].環境科學,2015,36(3):1117-1122.

[40] 馬召輝,梁云平,張健,等.北京市典型排放源PM2.5成分譜研究[J].環境科學學報,2015,35(12):4043-4052.

[41] 阮仁暉,譚厚章,段鈺鋒,等.超低排放燃煤電廠顆粒物脫除特性[J/OL].環境科學,2019(1):1-12.

[42] 潘丹萍,郭彥鵬,黃榮廷,等.石灰石-石膏法煙氣脫硫過程中細顆粒物形成特性[J].化工學報,2015,66(11):4618-4625.

[43] 周勇,周念彤.基于大數據的北京霧霾成因分析與2017年PM2.5濃度預測[J].技術與創新管理,2017,38(06):573-581.

[44] 楊懂艷,劉保獻,張大偉,等.2014年APEC前后北京城區PM2.5中水溶性離子特征分析[J].環境科學,2015,36(12):4325-4330.

[45] 王占山,李云婷,張大偉,等.2014年APEC會議期間北京市空氣質量分析[J].環境科學學報,2016,36(2):675-683.

[46] 孫秀艷,劉毅,寇江澤.京津冀及周邊地區大氣重污染成因更為清晰[EB/OL].http://leaders.people.com.cn/n1/2019/0321/c58278-30986956.html

[47] 王躍思.揭開北京霧霾“真身”[N].北京時報,2019-02-28.

[48] 周勇.霧霾暴發主因:濕法脫硫——基于大數據、氣象數據和實驗數據的確認[J].科學與管理,2017,37(4):15-21.