燃煤电厂烟气中可凝结颗粒物测试研究进展与方法构建

李军状，朱法华，李小龙，张 斌，段玖祥，杨 柳

(1.国电科学技术研究院，江苏 南京 210023；2.南京师范大学，江苏 南京 210023)

0 引言

随着《大气污染防治行动计划》(2013年9月)、《煤电节能减排升级与改造行动计划(2014-2020 年)》(2014年9月)、《全面实施燃煤电厂超低排放和节能改造工作方案》(2015年12月)的施行，燃煤电厂率先全面推行超低排放，大气污染物控制水平较之前有了很大的提高。据国家能源局统计，截至2016年底全国已投运的超低排放煤电机组容量达4.4亿kW，占煤电机组总容量的49%[1]。与2010年相比，2016年电力行业烟尘、SO2、NOx排放量分别下降88.6%、81.6%和85.2%[2]。污染物减排的环境效益相当显著，全国酸雨面积下降70%，重点城市(包括京津冀、长三角、珠三角)2016年的PM2.5浓度与2013年相比下降30%左右[3]。由于全国总量减排任务主要是靠电力行业减排完成的，电力行业无疑对上述环境改善贡献最大。

但是，近一个阶段以来，社会上出现了关于燃煤电厂排放尤其是湿法脱硫后排放问题的争论，出现了诸如 “采用全烟气水汽液氮冷凝、溶剂吸收等其他多种方法进行分析，将得到新的排放结果”、“湿法脱硫致使烟气含盐量增加和细颗粒物数量大幅增加，是造成雾霾的主要原因”等多种认为燃煤电厂存在未监测的颗粒物大量排放的论点。同时，在PM2.5源排放清单和区域PM2.5污染控制研究中，又同时存在着可溶盐、水溶性离子、含盐量等多个相近且存在交叉的概念[4-6]，为燃煤电厂颗粒物排放的认识带来困难。

针对上述争论、概念混淆，有必要从国内外颗粒物测试标准及研究现状出发，在完整表征我国燃煤电厂新时期颗粒物排放的体系框架内，构建科学的可凝结颗粒物监测方法；进而统一测试方法、统一质量控制、统一数据管理，探索形成一套从燃煤电厂延伸到其他燃煤锅炉、解决颗粒物监测难题和排放问题的技术体系，为找准大气重污染的成因和来源，及定量化、精细化弄清重点地区大气重污染的成因和来源提供科学研究基础。

1 基于源排放颗粒物体系、概念和测试标准

从完整的固定源排放颗粒物谱系角度划分，燃煤电厂排放的一次颗粒物应包括可过滤颗粒物(Filterable Particulate Matter，FPM)与可凝结颗粒物(Condensable Particulate Matter，CPM)。在我国对固定源颗粒物排放的测定及排放量的核算的依据—国家标准《固定污染源排气中颗粒物的测定与气态污染物采样方法》(GB/T16157-1996)[7]中，对于“颗粒物”的概念给出了明确定义：颗粒物是指燃料和其他物质在燃烧、合成、分解以及各种物料在机械处理中所产生的悬浮于排放气体中的固体和液体颗粒状物质。GB/T16157-1996中规定的“颗粒物”可通过各种形式的过滤而获得质量浓度，故这部分颗粒物可归为“可过滤颗粒物”。对于“可凝结颗粒物”，美国EPA定义[8]是指固定污染源排气中在采样位置处为气态、离开烟道后在环境状况下降温数秒内凝结为液态或固态的一类颗粒物。从上述定义不难看出，两个概念都是从源排放角度提出的，是通过测试方法的针对性设计来实现有效监测的。考虑到颗粒物排放体系的完整性，可凝结颗粒物的测试必须将其前端的可过滤颗粒物测试方法、分析方法并考虑。基于“排气中”的内涵，对国内外有代表性的颗粒物测试标准，及符合我中燃煤电厂湿烟气实际排放特征的，可用于可凝结颗粒物测试系统前端配置的可过滤颗粒物测试标准，进行主要因素梳理[8-13]，具体见表1。

从表1中列举的国内外标准可看出高湿、低浓度环境下可凝结颗粒物和可过滤颗粒物测试的几个主要方向：

(1)可过滤颗粒物和可凝结颗粒物正在融合为一体，这以美国EPA标准最具代表性：它不仅关注低浓度颗粒物测试，而且从EPA Method 17开始就已经对可凝结颗粒物测试做出了规范，并在EPA Method 202A(2010年发布)中进一步作了更加详细说明。所以，可凝结颗粒物测试方法，国外有标准可借鉴，特别是EPA Method 17、EPA Method 202A中对冲击式冷凝提供了较多实验细节。国内也在借鉴EPA方法的基础上开展了部分监测研究[14]，并应用到现场取得了一定测试数据。显然，当前研究重点是在系统比较各个标准的主要操作因素基础上，综合其优缺点加以改进来满足当前燃煤电厂颗粒物排放监测现实需要。

(2)综合EPA Method 5、EPA Method 17、EPA Method 202A三个最具代表意义的EPA颗粒物测试标准，可发现：EPA标准也是将烟道内呈现固态和液态形式的颗粒物合并为可过滤颗粒物进行测试，模拟或强化大气环境进行可凝结颗粒物测试。这说明可过滤颗粒物和可凝结颗粒物可以在一个统一的颗粒物监测体系内进行规范，采样可以在一个等速跟踪平台上开展。

(3)在表1中所列举的6种颗粒物测试标准里，有4种标准方法强调了对过滤材料进行加热，说明可过滤颗粒物测试在高湿环境下会遇到一系列问题，加热会有助于上述温度的解决。但对过滤材料进行加热无疑会导致排放烟气中部分液态颗粒物迅速蒸干形成为颗粒态，直接逃逸出过滤材料的捕集导致其转化成可凝结颗粒物，带来区分误差；而且，在称重环节，有4种颗粒物测试标准里规定对过滤材质进行烘干称重。而捕集的部分液态颗粒物可能由于加热等原因造成冷却凝结后重新释放挥发，造成颗粒物损失。

有研究者[15]比较了EPA Method 5和稀释采样采集燃油炉排放的颗粒物，结果表明稀释采样采集到的有机碳是前者采集到的7～16倍。另有研究者[16]通过试验得出由于硫酸盐、水蒸气和挥发性有机物的存在，采用EPA Method 5得到的PM质量浓度远低于稀释采样得出的浓度。

上述研究结果从另外一个侧面证明烘干称重会导致可过滤颗粒物的测试结果负误差。这说明，如果要严格区分可过滤颗粒物和可凝结颗粒物，就要在保证过滤材质基本满足湿烟气采样的条件下，采取不加热采样、不烘干平衡称重的方式进行可过滤颗粒物的测试，避免液态颗粒物损失。

(4)在表1中所列6种标准方法均采用等速采样，说明尽管颗粒物在低浓度条件下跟随性发生了很大变化，但是等速采样仍然是颗粒物采样中不可改变的原则。

(5)鉴于各标准中对分体称重做出的较为繁琐的规定，有必要在试验中采取整体称重的方式。但一体式采样头的整体重量作为称重的本底决定了所采用的称量仪器的误差，所以降低采样头的整体重量可以很大程度上减少称量误差。ISO12141-2002中要求采样头整体重量不得超过35g，目前市场上已有的新材料及技术工艺可以把采样头的整体重量控制在20g以下，这也为方法构建提供可靠的现实材料支持。

表1 基于源排放的国内外颗粒物测试标准主要因素对比

标准ISO12141-2002USEPAMethod5USEPAMethod17USEPAMethod202AASTMD6331-2014BSEN13284-1:2002采样原理等速采样,烟道内过滤/烟道外过滤(烟气水分饱和或SO3含量较大时需加热)等速采样,烟道内过滤(采样位置在湿法脱硫后需要加热)等速采样,烟道内过滤(未加热)等速采样,一般前接Method5、Method17、Method201A烟道内采样组件等速采样,烟道内过滤/烟道外过滤(需加热,烟气水分饱和或SO3含量较大时)等速采样,烟道内过滤/烟道外过滤(需加热,烟气水分饱和或SO3含量较大时)适用范围<50mg/m3可过滤颗粒物,重点5mg/m3左右可过滤颗粒物<50mg/m3可过滤颗粒物<50mg/m3可过滤颗粒物及可凝结颗粒物可凝结颗粒物<20mg/m3,重点5mg/m3左右<50mg/m3,重点5mg/m3左右滤膜/滤筒/吸收装置材质:石英滤膜;PTFE(≤230℃;规格:50mm(烟道内过滤);50～150mm(烟道外过滤)材质:玻璃纤维规格:47mm材质:玻璃纤维规格:47mm材质:应用石英滤膜、PTFE来截留CPM中呈现液态颗粒物;用干式冲击瓶进行冷凝材质:多孔氧化铝玻璃或玻璃纤维滤筒(烟道内过滤);无粘结剂玻璃纤维滤膜(烟道内/外过滤)材质:石英滤膜;PTFE(≤230℃;规格:50mm(烟道内过滤);50～150mm(烟道外过滤)称重/计量将滤膜、托架及上游部件整体烘干称重;分体称重,去离子水和丙酮冲洗称重部件上游部件内侧面,烘干冲洗液回收沉积颗粒物将滤筒烘干称重;用丙酮冲洗过滤器上游部件内壁面回收沉积颗粒物称重将滤筒称重(分烘干称重和干澡平衡两种方式),用丙酮冲洗过滤器上游部件内壁面回收沉积颗粒物称重分别使用水及正己烷萃取冲击瓶内液体,正己烷萃取液经干燥后残余物至恒重;水溶液经烘干至液体少于10mL后置于室温下干燥至恒重;两者之和为CPM将滤膜、托架及上游部件整体称重;分体称重,去离子水和丙酮冲洗称重部件上游部件内侧面,烘干冲洗液回收沉积颗粒物将滤膜、托架及上游部件整体称重;分体称重,去离子水和丙酮冲洗称重部件上游部件内侧面,烘干冲洗液回收沉积颗粒物过滤后烟气处理不处理不处理于冰浴中用超纯水吸收采用控温及冲击冷凝,用滤膜和干式冲击瓶收集不处理不处理

2 基于源解析的“水溶性离子”概念和测试研究

可凝结颗粒物的组分一直是关注的热点，它对于可凝结颗粒物测试方法改进，排放控制有重要影响。目前，一定样本数量的可凝结颗粒物组分研究尚未见报道，相关研究出现在基于源解析的水溶性离子测试中。在PM2.5源解析研究中，通过受体模型开展大气颗粒物来源解析已经得到广泛应用，而受体模型判断颗粒物来源的基础在于对各种可能的大气污染源排放颗粒物的化学组成或物理特征有详尽的了解[17]。比如 PMF 和 PCA 模型需要知道准确的污染源标识组分[12]。所以，目前国内固定源排放

监测研究一个热点是建立完善的、准确可靠的源化学组成成分谱。因此，研究者首先关注燃煤源(燃煤电厂仅是其中一部分)排放Pm10和PM2.5上的化学组分、有害组分排放特征[18-25]，并由此引申出水溶性离子概念。具体测试研究情况如表2所示。

表2 基于源解析燃煤电厂烟气中水溶性离子、无机组分概念和测试研究情况

研究主题PM2.5中水溶性离子监测可凝结颗粒物与水溶性离子监测Pm10和PM2.5无机和有机组分特征研究PM2.5中有害组分清单构建主要监测对象PM2.5中水溶性无机离子可凝结颗粒物与水溶性离子Pm10和PM2.5无机组分PM2.5上重金属、OC、EC、PAHs概念内涵水溶性无机离子指采集的PM2.5上的K+、Na+、Ca2+、Mg2+、NH4+、SO42-、NO3-、Cl-、F-水溶性离子指可过滤颗粒物和可凝结颗粒物中的K+、Na+、Ca2+、Mg2+、NH4+、SO42-、NO3-、Cl-、F-无机组分是指Pm10和PM2.5样品,分析了其中39种元素、9种离子;有机组分是指元素碳(EC)和有机碳(OC)有害组分是指V、Cr、Mn、Co、Ni、Cu、Zn、As、Cd、Sb和Pb等11种重金属;OC、EC、PAHs可过滤颗粒物采样方法采用稀释通道法采样、收集PM2.5等速采样,烟道内过滤,采样枪加热采用稀释通道采样方式收集Pm10和PM2.5采用稀释通道采样方式收集PM2.5可凝结颗粒物/其他项目采样方法用离子色谱法分析测定PM2.5中水溶性离子,不单独测试可凝结颗粒物循环水控温冷凝+CPM-F滤膜收集+超纯水吸收应用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS)和电感耦合等离子光谱法(ICP-OES)分析样品应用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS)和电感耦合等离子光谱法(ICP-OES)分析样品

从表2中可以清晰看到排放颗粒物的化学组成或物理特征研究中几个特点：

(1)为了避免水汽干扰、模拟排放大气环境和采样代表性，便于细颗粒物采样及其上化学分析，研究者往往采用稀释通道法采样。稀释采样法的原理，是将高温烟气在稀释通道内用洁净空气进行稀释，并冷却至大气环境温度，稀释冷却后的采样气体进入烟气停留室，停留一段时间后颗粒物被捕集。

对源解析工作而言，将采用稀释法对固定源进行采样的结果，与环境大气颗粒物的源成分谱进行比对，是研究颗粒物的化学行为和量化大气中的颗粒物来源的基础信息，是源解析工作的重要内容。但是，稀释法采样应保证稀释比足够大，以确保能最大程度模拟烟气在大气环境中的演化过程；同时稀释管道应足够长以保证烟气与洁净空气能充分混合。因此，该方法的采样设备普遍比较大，操作复杂，与现有的GB/T16157-1996标准不相容。从实践角度考虑，稀释通道采样方法更适合受体模型中的源解析研究。

(2)水溶性离子的概念是从一次PM2.5排放特征研究过程中得出来的。因为在研究中发现PM2.5中的硫酸盐、硝酸盐和铵盐等水溶性物质是造成PM2.5散射可见光的主要成分[26-27]。当环境湿度较高时，PM2.5会吸湿增长，使这些水溶性成分的消光能力急剧增加[28]。因此，在细颗粒物排放质量监测的同时，有研究者对不同的锅炉燃烧方式(主要是不同的烟气处理工艺)产生和排放的PM2.5及其水中水溶性离子特征开展研究[29]；有学者对标本电厂产生和排放PM2.5中水溶性离子特征进行研究，并定量评估大规模开展烟气脱硫与脱硝对其影响[30]。上述研究中的水溶性离子是一个相对严谨的概念，一般指排放固体颗粒物上所存在的9种含量较高的离子。值得注意的是，它不同于目前社会争论中经常提到的“可溶盐”、“含盐量”等概念，而且“可溶盐”、“含盐量”等概念也暂时未见学术论文中。从表1中可以看出，对于溶解盐的测试，国外也没有测试标准可参考。

(3)由于颗粒物来源自身的差异，尤其是许多组成成分往往在气相和颗粒相之间的相互转换，不同的源采样方法获得的结果常常不具有可比性。比如，前端连接加热的EPA Method 5采样组件，后端接EPA Method 202A冷凝组件，很可能因为前端加热或不加热导致后端可凝结颗粒物结果不具有可比性。因此，在大规模源测试中，一定要统一测试方法，避免试验结果中部分成分的重叠或缺失。

(4)上述研究中建立的分析方法，同样为可凝结颗粒物的测试方法构建提供有价值的借鉴。比如，“PM2.5中水溶性离子监测”研究[30]中PM2.5中无机离子组成的分析方式，膜上离子提取方式等方法步骤，阴阳离子种类、数量[5]等信息为下一步可凝结颗粒物组分分析搭设了基本的工作框架。

3 可凝结颗粒物测试方法的构建

根据前述标准和研究进展分析，单纯从研究角度出发，采取粒径分级装置进行采样、开发研制模拟烟气进入环境空气中的稀释通道采样器，对于有效采集有代表性的燃烧源排放的颗粒物、从研究学意义上建立准确的源成分谱，对于颗粒物来源解析和污染防治是很有科学价值的；但是从标准衔接、排放控制、宏观政策制定角度看，无疑在现阶段采取直接采样方法更具可行性。因此，本研究拟采取直接采样的方式，依据EPA 和ISO相关标准，并结合本单位多年的固定源测试经验，构建可凝结颗粒物测试方法。

3.1 与现有标准衔接

目前我国关于固定源排气中颗粒物以及气态污染物样品的采集和测定，主要依据标准方法GB/T16157-1996。因此，本研究是在我国通用固定源颗粒物采样设备的基础上构建可凝结颗粒物测试配件，可与国内现有常用的测试排放口的低浓度颗粒物采样设备连用，便于在使用国标(或地标)时同时完成可过滤颗粒物和可凝结颗粒物两项测试。

对于两者合并测试，即便是采样平衡称重的方式，仍需要考虑是否有部分可过滤颗粒物逃逸至可凝结颗粒物捕集部分。因此，本研究进行了滤膜截留效率测试。研究选取国内外主流材质滤膜，使用直径为 0.3μm 的 PSL 标准颗粒进行滤膜截留效率测试，测试结果如表3所示。结果表明，现有颗粒物滤膜满足颗粒物采样滤膜要求，可以有效区分和采集可过滤颗粒物与可凝结颗粒物。

表3 滤膜截留效率测试

项 目第1min平均截留效率/%第31min平均截留效率/%压力降/Pa进口玻纤99.9399.98>5000国产石英99.9899.99>5000国产玻纤99.9699.993200进口特氟龙100100>5000

但值得注意的是，玻璃纤维滤膜可能与酸性化合物，例如与SO3起反应，导致质量增加，从而影响可过滤颗粒物监测结果的准确性。因此在实际操作中不建议使用玻璃纤维滤膜；而进口特氟龙滤膜价格比较昂贵，对于现场采样成本比较高，采样建议选用石英滤膜。

颗粒物称重时也应对GB/T16157-1996进行改进。目前平衡称重的措施主要有两个：一是烘干称重。在105 ℃下烘干1h，之后将颗粒物样品置于干燥器内冷却至常温后称量至恒质量；二是干燥称重。将颗粒物样品置于温度15～30℃和湿度(50±5)%的环境中平衡24h，然后称量至恒质量。由于超细模态是可凝结颗粒物在冷凝后重要赋存形态[31-32]，于105 ℃下烘干显然会造成细颗粒物组分的挥发损失，所以平衡称重应于前后一致的温度和湿度环境中平衡24h 后再恒量。对需要分析颗粒物样品中化学组份的，则应根据待测组分的分析要求采取相应的分析和处理措施。

3.2 借鉴EPA、ISO相关标准

本研究所构建的采样方法，前端可过滤颗粒物采样借鉴ISO12141-2002、后端可凝结颗粒物采样EPA Method202A。其中，ISO12141-2002中提供的膜整体称重法已在超低排放工程监测中广泛应用，这里不再赘述细节。重点是根据EPA Method202A中冲击瓶冷凝细节和固定源气溶胶测试经验对控制冷凝的设计。EPA Method202A采样流程见图1。

EPA Method202A 中可凝结颗粒物测试过程可简述为：烟气经冷凝器进入干式冲击瓶，降温后由CPM滤膜再进行捕集，CPM滤膜处气流温度不应超过30℃；冲击瓶及滤膜捕集部分之和为CPM。现场采样完成后，冲击瓶内组分立即充入N2进行吹脱以去除其中溶解的SO2气体。

图1 EPA Method202A采样流程

CPM 滤膜分别使用水及正己烷萃取，冲击瓶内液体使用正己烷萃取，正己烷萃取液经干燥后残余物至恒重后即为CPM 有机组分量；水溶液经烘干至液体少于10mL 后置于室温下干燥至恒重即为无机组分量，有机组分与无机组分之和为可凝结颗粒物。从上述过程可以看出，EPA Method202A对可凝结颗粒物的研究不仅有无机组分的，也有有机组分。另外，可凝结颗粒物测试误差主要来自于SO2干扰和SO3(含硫酸雾)逃逸。有研究者在一个350MW的燃煤电厂对EPA-Method202进行了评估[28]，结果显示在低SO3浓度下EPA-Method202表现出正偏差，其测量出的无机可凝结颗粒物高出真实值107%，原因在于非可凝结颗粒物SO2在撞击器中向H2SO4的转化。在高SO3浓度下EPA-Method202表现出负误差，其测量出的无机可凝结颗粒物比真实值低25%，原因在于当烟气以鼓泡形式通过撞击器时，H2SO4蒸气凝结成硫酸气溶胶形式穿过气泡而不被捕集到，从而导致对SO3的捕集不完全。因此，需要通过设计改进控制冷凝环节。

另外，要注意避免颗粒物损失和水分干扰。烟气在管道内运动时，粒子在重力、热迁移、稀释扩散等作用下在管壁凝结造成损失。有研究者[9]采用单分散气溶胶发生器产生氨荧光颗粒物，然后用扫描电子显微镜观测各个部分颗粒物的粒数浓度来确定各部分颗粒物损失。结果表明，颗粒物粒径越小损失越少，且对于所有粒径的颗粒物均在烟气进口管道处损失最大。因此，需要清洗可凝结颗粒物采集管线，避免因管壁吸附引起的颗粒物的损失，保证采集的颗粒物以最低损失的用于分析。

3.3 可凝结颗粒物测试方法的构建

本研究所构建的可凝结颗粒物测试方法包括了采样和分析两个部分，其中采样流程如图2所示。采样采取等速跟踪方式，现场采样设备采用青岛崂应的3012D烟尘采样仪进行跟踪、抽气。烟气首先经过设置在烟道内的经过整体称重设计的滤膜1，可过滤颗粒物被滤膜捕集；随后，烟气进入水浴(温度设定为20℃～30℃)冷凝的两级控制冷凝管，大部分冷凝液进入2个抽滤瓶中，实现控温冷凝和冲击冷凝的双冷凝；小部分未被抽滤瓶捕集、跟随性较好的冷凝液颗粒被滤膜2所捕集。控温冷凝的主要设计考虑是便于气溶胶气体冷凝捕集。考虑到超低排放后烟气中污染物浓度大幅下降情况及研究单位对对国内近百台燃煤机组排放烟气中SO3浓度测试结果，本方法设定的采气标干态体积为1m3。采样完成后将滤膜1和滤膜2迎烟气面对折，放入干净膜盒保存好，待分析。将滤膜1之后的直到滤膜2之间的管路，用去离子水冲洗，并收集洗液，将洗液与两个抽滤瓶中的冷凝液混合定容，待分析。

样品带至实验室后，将滤膜1和滤膜2放入置于恒温(20℃±5℃)恒湿(50%±5%)实验室环境中的干燥皿里，干燥至恒重称重，采样前后滤膜1的增重即为采集可过滤颗粒物的质量，为MFPM；滤膜2的增重即为部分可凝结颗粒物的质量，为MCPM1，将洗液和冷凝液的混合定容液分为等体积的三份，一份倒入玻璃蒸发皿中，置于30℃烘箱中烘干至剩10mL液体，然后将玻璃蒸发皿移至干燥皿中干燥至恒重称重，玻璃蒸发皿试验前后的增重乘以3即为另一部分可凝结颗粒物的质量，记为MCPM2，总的CPM质量即为MCPM=MCPM1+MCPM2。

图2 可过滤颗粒物和可凝结颗粒物同时采样系统程

上述试验完成后，进行可过滤颗粒物和可凝结颗粒物中的有机物含量及水溶性离子分析。分析步骤一，将称重后的滤膜1和滤膜2剪碎后分别放入超纯水中超声提取30min，并将超声提取得到的水溶液用0.45μm微孔滤膜过滤后分别定容至100mL，用于分析FPM和CPM1中的主要水溶性离子(K+、Na+、Ca2+、Mg2+、NH4+、SO42-、NO3-、Cl-、F-)含量，分别记为mFPMi和mCPM1i(i为不同的离子)；分析步骤二，将之前剩余的一份洗液和冷凝液的混合液，用0.45μm微孔滤膜过滤后分别定容至50ml，用于分析CPM2中的主要水溶性离子(K+、Na+、Ca2+、Mg2+、NH4+、SO42-、NO3-、Cl-、F-)含量，记为mCPM2i(i为不同的离子)。CPM中各水溶性离子总的含量为mCPMi=mCPM1i+mCPM2i；分析步骤三，将步骤一和二中的分析液，酌量提取一部分用正己烷萃取，正己烷萃取液在室温下通风橱内干燥残余物至恒重为CPM有机。

可凝结颗粒物测试方法已经在某600MW机组湿式电除尘器出口进行了现场测试。应用结果发现，利用上述方法的在现场测试流程较为简洁，测试结果精密度较好，适合在多个实验室验证的基础上作为测试规范方法来推广。

3.4 质控措施

测试期间锅炉燃用同批次煤种，负荷保持稳定，污染物控制设施正常运行；采样点位的选择应遵循GB/T16157 -1996的相关要求；可过滤颗粒物滤膜后所有管路均应该冲洗，冲洗液收集至冷凝液中；每次测试，应至少采集5组样品；采气标干态体积应为1m3以上。

4 结语

(1)可凝结颗粒物监测技术本质上是固定源颗粒物监测技术，可过滤颗粒物和可凝结颗粒物可在一个统一的颗粒物监测体系内进行规范，采样可在一个等速跟踪平台上开展。

(2)基于源排放的固定源颗粒物直接采样方法用于日常监测，可与现有标准相衔接，现场操作相对便捷；而基于源解析的稀释通道间接采样，烟气稀释比、操作细节对颗粒物采样结果又显著影响。因此，宜选用直接采样方法进行可凝结颗粒物测试。

(3)应在保证过滤材质基本满足湿烟气采样的条件下，采取不加热采样、不烘干平衡称重的方式进行测试，避免颗粒物成分在气相和颗粒相之间的相互转换。

(4)综合国内外标准及相关研究成果，可凝结颗粒物采样系统应着重在强化控温冷凝和冲击冷凝、减少颗粒物损失和水分干扰等环节做改进。

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