流化催化裂化装置湿法脱硫烟气中颗粒物现场监测的问题分析、对策及优化建议

李 磊,李 欣,金 平,刘忠生,韩天竹

(中国石化 大连石油化工研究院,辽宁 大连 116045)

流化催化裂化（FCC）装置是石油炼制工业中重要的二次加工装置，是目前炼油厂中重油轻质化的核心装置。FCC催化剂烧焦再生时产生的烟气即FCC再生烟气。FCC再生烟气的排放量较大，3.5 Mt/a FCC装置的再生烟气排放量高达500 000 Nm3/h［1］，再生烟气中催化剂粉尘（颗粒物）的质量浓度为150~300 mg/m3，再生器内旋风分离器出现异常导致催化剂“跑剂”时颗粒物的质量浓度可达到30 000 mg/m3［2］。因此，FCC再生烟气是炼化行业最主要的颗粒物排放源，排放的颗粒物占全厂颗粒物排放量的60%~70%。颗粒物中除了硅铝催化剂细粉以外，还有原料油中的镍和钒等重金属沉积其上，随颗粒物一起排放到大气中［1］。因此，颗粒物成为FCC再生烟气的大气污染物主要控制项目之一。

国内FCC再生烟气执行《石油炼制工业污染物排放标准》（GB 31570—2015）［3］。该标准规定烟气中颗粒物排放质量浓度不高于50 mg/m3，重点控制区不高于30 mg/m3。山东省出台《区域性大气污染物综合排放标准》（DB 37/2376—2019）［4］，规定核心控制区、重点控制区和一般控制区的大气污染物中颗粒物排放质量浓度限值分别为5，10，20 mg/m3。

目前，国外FCC再生烟气颗粒物控制技术主要采用多级旋风除尘器、静电除尘器、反吹式陶瓷或烧结金属过滤器和湿法洗涤器［1，5］。国内主要采用多级旋风除尘器、湿法除尘脱硫一体化技术、湿式静电除尘器、布袋除尘器及相变凝聚除尘技术，其中湿法除尘脱硫一体化技术应用最为广泛［6-7］。FCC再生烟气经湿法除尘脱硫装置后的外排烟气（FCC净化烟气）中颗粒物含量可以满足现行排放标准的要求，但部分装置却存在FCC净化烟气中颗粒物浓度现场监测（手工采样）数据高于在线监测数据的问题，甚至个别装置出现了在线监测数据合格、现场监测数据超标的问题。

本文针对上述问题进行原因分析，提出针对性的颗粒物现场监测对策，并结合现有FCC再生烟气湿法除尘脱硫工艺提出相应的装置优化建议。

1 烟气颗粒物的定义及分类

美国环保署将污染源排放的一次颗粒物（Primary/Direct particulate matter，PM）分为可过滤颗粒物（Filterable particulate matter，FPM）和可凝结颗粒物（Condensable particulate matter，CPM）［8］。FPM的定义为：由污染源直接排放的，在烟道和排放状态下为固态或液态，可以在烟道采样过程中被过滤捕获的颗粒物［8-9］。CPM的定义为：在烟道内为气态，离开烟道后在环境空气的冷凝和稀释作用下迅速形成液态或固态的颗粒物［8-9］。所有的CPM被认为属于PM2.5［8-9］。《美国环保署 方法202 固定污染源废气中可凝结颗粒物的测定 干式冲击法》（《US EPA 方法202》）［9］规定，烟气温度超过30 ℃时，必须先采用《美国环保署 方法5 固定污染源废气中颗粒物的测定》（《US EPA方法5》）［10］、《美国环保署 方法17 固定污染源废气中颗粒物的测定》（《US EPA方法17》）［11］或《美国环保署 方法201A 固定污染源废气中PM10和PM2.5的测定 等速采样法》（《US EPA方法201A》）［8］捕集烟气中的FPM，再采用该方法捕集烟气中的CPM。其中，《US EPA方法5》、《US EPA方法17》和《US EPA方法201A》所采用过滤介质的精度要求为对直径0.3 μm的邻苯二甲酸二辛酯颗粒捕集率至少为99.95%，即《US EPA 方法202》将烟气中直径大于等于0.3 μm的颗粒物视为FPM，将直径小于0.3 μm的颗粒物均视为CPM。

我国的《固定源废气监测技术规范》（HJ/T 397—2007）［12］、《固定污染源排气中颗粒物和气态污染物采样方法》（GB/T 16157—1996）［13］及《固定污染源废气 低浓度颗粒物的测定 重量法》（HJ 836—2017）［14］中对颗粒物的定义为：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。由该定义可知，我国对固定污染源废气监测的颗粒物仅为其中的FPM，不包括CPM。

2 烟气颗粒物监测标准及方法

烟气颗粒物浓度测定方法主要为在线连续监测和现场监测。在线连续监测即采用烟气排放连续监测系统（CEMS）对外排烟气污染物进行连续、实时的在线自动监测，并将监测数据和信息传送至环保主管部门。现场监测是根据国家标准采用参比方法对烟气中的颗粒物浓度进行手工采样检测，用于与CEMS测定结果相比较，并根据现场监测数据对CEMS进行校准。目前，国内湿法除尘脱硫装置颗粒物浓度的CEMS测定主要采用光散射法，测定得到的颗粒物质量浓度只是废气中固体微粒的质量浓度，即FPM的质量浓度［15-16］。

《固定污染源烟气排放连续监测系统技术要求及检测方法》（HJ 76—2017）［17］中规定，CEMS颗粒物监测的参比方法为重量法，用于颗粒物现场手工采样监测的重量法标准为GB/T 16157—1996和HJ 836—2017。GB/T 16157—1996形成于20世纪90年代。当时固定污染源排放的烟气具有温度较高（>100 ℃）、颗粒物质量浓度较高（>50 mg/m3）、颗粒物粒径大、湿度低等特点，因而能得到较好的监测结果。随着环境监管力度的增加和排放标准的日趋严格，湿法脱硫技术得到大规模推广应用，外排废气呈现颗粒物浓度低、粒径小及烟气湿度高、温度低等特点，GB/T 16157—1996已无法适应低浓度颗粒物的监测，因此环境保护部制定HJ 836—2017并发布GB/T 16157—1996 修改单，以解决颗粒物监测方法两标准适用范围部分交叉的问题。两个标准的对比如表1所示。

表1 固定污染源废气中颗粒物现场监测标准对比

由表1可见，GB/T 16157—1996（滤筒法）和HJ 836—2017（滤膜法）两个标准中规定的颗粒物现场手工采样监测方法相似，都是仅仅测定固定污染源烟气中可过滤颗粒物的质量浓度。滤膜法适用于低浓度颗粒物监测，其过滤精度（对颗粒物截留率）高于滤筒法，且比滤筒法在采样过程和分析过程等方面更加复杂、更加严格。GB 31570—2015规定重点控制区的颗粒物质量浓度控制指标为不高于30 mg/m3，因而主要采用滤膜法进行现场监测；普通地区的控制指标为不高于50 mg/m3，烟气中颗粒物质量浓度大于20 mg/m3且不超过50 mg/m3时，滤筒法和滤膜法同时适用。刚玉滤筒硬度高、强度大、耐高温性能良好，但由于价格昂贵，实际应用较少，采用滤筒法进行现场监测时主要选用玻璃纤维滤筒；石英滤膜具有良好的重量和结构稳定性，应用场景广泛，普遍被各地环境监测机构所采用。因而，目前对烟气颗粒物进行现场手工采样监测时主要采用玻璃纤维滤筒和石英滤膜。

3 FCC净化烟气颗粒物现场监测数据高于在线监测数据的原因分析

湿法脱硫后的烟气均为饱和或过饱和湿烟气，烟气中含有未脱净的雾滴。采用滤筒法进行颗粒物现场监测时，由于采样管不设加热装置，在采样过程中玻璃纤维滤筒会逐渐被雾滴浸润，透气性变差，导致采样阻力增加；而玻璃纤维滤筒的硬度和强度不足，现场监测过程中经常出现滤筒破裂导致采样失败或滤筒粘连在采样管内壁上难以完整取下的状况。因而滤筒法在湿法脱硫烟气现场监测中应用已越来越少。研究表明，采用玻璃纤维滤筒进行现场手工采样监测时，现场监测数据高于在线监测数据的原因主要有两个：1）滤筒吸收烟气中携带的雾滴，雾滴中含有可溶性盐，采样完毕后玻璃纤维滤筒经烘箱烘烤后水分蒸发，可溶性盐留在滤筒中，增大了滤筒的称重值［18-19］。2）滤筒被雾滴润湿后，除了捕集标准要求的可过滤颗粒物以外，还将烟气中的（NH4）2SO4-NH4HSO4气溶胶捕集下来，采样后处理时的烘烤温度低于（NH4）2SO4和NH4HSO4的分解温度，因而（NH4）2SO4和NH4HSO4以晶体颗粒的形式留在滤筒中，增大了滤筒的称重值，造成颗粒物现场监测数据高于在线监测数据的情况［16］。

在采用滤膜法对FCC净化烟气进行颗粒物现场监测时发现，当采样管加热温度设定为110 ℃时，采样过程中会出现采样管加热后的烟气温度低于水蒸气冷凝温度（~100 ℃）的状况。原因在于烟气中雾滴含量较高，加热器的加热功率不足以将进入采样管的雾滴完全蒸发，因而烟气经采样管加热后的温度无法达到设定温度。石英滤膜具有吸水性［20］，在采样过程中会逐渐被烟气中夹带的雾滴润湿，当滤膜被润湿后透气性变差，会将烟气中直径小于其过滤精度（0.3 μm）的粒子捕集下来，《US EPA 方法202》将烟气中直径小于0.3 μm的颗粒物均视为可凝结颗粒物，即石英滤膜被润湿后除了捕集FPM以外，还会捕集未纳入环保监测范围的CPM，而在线监测仅仅测量烟气中FPM的质量浓度，因而出现现场监测数据高于在线监测数据的现象。

根据文献报道，SO42-为湿法脱硫外排烟气中CPM的主要特征离子［21-23］。为验证润湿后的石英滤膜对FCC净化烟气中CPM的捕集作用，进行验证实验如下：按照HJ 836—2017对某FCC再生烟气湿法除尘脱硫装置（采用NaOH溶液作为脱硫剂）的外排烟气进行现场手工采样监测，采用崂应3012H-D型便携式大流量低浓度烟尘自动测试仪（青岛崂应环境科技有限公司），采样过程中全程关闭采样管的加热功能并尽量延长采样时间以确保滤膜被充分润湿，在同一监测点取3个平行样，称量后将采样管拆开，取出3个滤膜剪碎后置于同一容量瓶中，用去离子水清洗前弯管及不锈钢托网等采样管部件，清洗液置于容量瓶中，用去离子水定容至100 mL后静置24 h，经0.45 μm滤纸过滤后采用《水质 硫酸盐的测定 重量法》（GB 11899—1989）［24］测定溶液中硫酸根离子的含量；保持其他采样条件不变，开启采样管加热功能，在同一监测点采集一组样品，测定其颗粒物含量，结果如表2所示。

由表2可见，在开启采样管加热功能的条件下烟气中颗粒物质量浓度的现场监测值为32.67 mg/m3，但在关闭采样管加热功能的情况下烟气中颗粒物质量浓度的现场监测平均值高达86.90 mg/m3，表明滤膜被润湿后可有效捕集直径小于滤膜孔径（0.3 μm）的污染物，而《US EPA 方法202》将烟气中直径0.3 μm以下的颗粒物均视为CPM，即滤膜被润湿后可有效捕集烟气中的CPM，造成采用石英滤膜进行颗粒物现场监测数据高于在线监测数据的情况。

经过105~110 ℃烘烤1 h的后处理后，滤膜中含有的亚硫酸盐均被氧化成硫酸盐。由表2可见，采用去离子水浸泡清洗滤膜，清洗液中的硫酸根质量浓度高达1.74×103mg/L，滤膜样品中硫酸根占颗粒物的质量分数高达63.9%。现有研究表明，采用NaOH溶液作为脱硫剂的湿法脱硫烟气中阳离子组分主要为Na+和NH4+［25］，即滤膜被润湿后捕集的主要为Na2SO3、Na2SO4等可溶性盐及铵盐气溶胶、SO3气溶胶等CPM组分，主要来源于烟气中携带的雾滴、急冷降温段形成的盐雾气溶胶和SO3气溶胶、SCR脱硝单元的逃逸氨形成的铵盐气溶胶。

4 FCC净化烟气颗粒物现场监测对策及装置优化建议

4.1 现场监测对策

4.1.1 采用滤膜法

由于采用滤筒法进行现场监测时采样管不设加热装置，在采样过程中玻璃纤维滤筒会吸水，造成现场手工采样监测数据高于在线监测数据。FCC再生烟气的排放执行国家标准GB 31570—2015，烟气中颗粒物排放质量浓度不高于50（或30）mg/m3，满足滤膜法的适用范围，因而建议采用滤膜法对FCC净化烟气进行现场手工采样监测。

4.1.2 选取疏水性的滤膜

聚四氟乙烯滤膜吸水量较少，但压损较大［20］。在采样仪器能满足压损要求时，优先选取疏水性聚四氟乙烯滤膜进行FCC净化烟气的现场手工采样，以降低烟气中雾滴对现场监测结果的影响。

4.1.3 对采样管进行预热

采样开始前应先开启采样管的加热功能，将采样管加热至110 ℃后再放入烟道中采样，以避免烟气中水蒸气在采样管内表面骤然冷凝形成水珠。

4.1.4 采样过程中保证烟气温度高于水蒸气冷凝温度

采样过程中，若采样头固定装置处的烟气温度低于水蒸气冷凝温度（~100 ℃），则应暂停取样，将采样管从烟道中取出，待烟气温度升至110 ℃后再开始取样，以避免滤膜吸水或在滤膜表面形成水滴对监测结果产生影响。

表2 滤膜法现场监测验证实验结果

4.2 装置优化建议

1）提高湿法烟气脱硫系统除雾器的除雾效率，对变径段及烟囱进行保温，降低烟气中雾滴含量。

国内工业应用的FCC再生烟气湿法脱硫技术以EDV工艺、WGS工艺和双循环湍冲文丘里技术为主［7］。现场调研时发现，FCC净化烟气中携带较多的雾滴，在烟囱周围形成“落雨”现象。FCC净化烟气中雾滴的来源主要有两个方面：一是湿法烟气脱硫系统除雾器的除雾效果差，致使烟气中雾滴含量较高，未脱除的雾滴被流速较快的烟气夹带排出烟囱；二是FCC再生烟气湿法脱硫装置的烟囱大多采用钢烟囱且未采取保温措施，烟气流经烟囱时由于温度降低而在烟囱内壁冷凝形成液滴，冷凝液被烟气夹带排出烟囱。

炼化行业尚未出台针对湿法烟气脱硫装置除雾器的相关标准。电力行业出台的《湿法烟气脱硫装置专用设备 除雾器》（JB/T 10989—2010）［26］要求：在除雾器第二级后烟气中测得的雾滴携带量应小于75 mg/m3。中国石化大连石油化工研究院开发了一种新型静态除雾器——多效递增除雾器，实现外排烟气雾滴含量小于20 mg/m3，远低于JB/T 10989—2010的要求。该技术自2016年以来已先后在中海油气（泰州）石化有限公司催化装置及中国石化广州分公司重油催化裂化装置和蜡油催化裂化装置、洛阳分公司2#催化装置的烟气除尘脱硫单元上进行了工业应用，并通过中国石化科技部组织的技术鉴定。

建议具备条件的企业将现有除雾器更换为除雾效果更好的除雾器，提高FCC净化烟气湿法烟气脱硫装置的除雾效率；不具备除雾器更换条件的企业，建议调整装置操作负荷，使通过除雾器的烟气流速在其最佳流速范围内，以保证除雾器的除雾效率。采用湿式静电除雾器的企业，建议适当提高湿式静电除雾器的档位，以提高其除尘、除雾效率及对可凝结颗粒物的脱除率。

建议对FCC湿法除尘脱硫装置除雾器上方的变径段及烟囱进行保温，以降低烟气流经变径段及烟囱时冷凝液的生成量，从而降低外排烟气中的雾滴含量。同时，由于FCC净化烟气中含有SO3气溶胶，变径段及烟囱处生成的冷凝液呈强酸性（pH为2~6）［27］，冷凝液生成量的减少还可以缓解脱硫塔变径段及烟囱的腐蚀问题。

2）降低进入除尘脱硫装置的烟气温度，采用可溶性盐含量较低的介质进行急冷降温或降低急冷循环液的盐浓度，减少盐雾气溶胶的生成量。

FCC湿法除尘脱硫装置入口的烟气温度一般为180~230 ℃，当锅炉出现故障时烟气温度更高。高温烟气进入湿法除尘脱硫装置的急冷降温段后，与雾化喷淋的急冷循环液接触进行急冷降温，急冷循环液中的水分迅速蒸发，导致急冷循环液中的Na2SO3、Na2SO4等可溶性盐析出形成晶体颗粒。大部分的晶体颗粒经后续脱硫洗涤段、除雾器被脱除，少量晶体颗粒吸湿后以盐雾气溶胶的形式进入外排烟气中。

采用Aspen Plus软件对烟气脱硫过程进行模拟计算，FCC再生烟气量按照200 000 Nm3/h计算，烟气组成（x）按照N273.74%，CO213.48%，H2O 9.73%，O23.05%计算，急冷循环液中可溶性盐按照Na2SO3计算，不同急冷循环液盐浓度（w，%）条件下烟气温度对可溶性盐晶体析出量（kg/h）的影响如图1所示。

图1 烟气温度对可溶性盐晶体析出量的影响

由图1可以看出：在急冷循环液盐浓度相同的情况下，可溶性盐晶体析出量与烟气温度呈线性关系，烟气温度越低可溶性盐晶体析出量越少，烟气温度由230 ℃降低至150 ℃时，可溶性盐晶体析出量降低45.2%，因而降低进入湿法除尘脱硫装置的烟气温度可有效降低烟气急冷降温过程中的可溶性盐晶体析出量，进而降低盐雾气溶胶的生成量；在烟气温度相同的情况下，急冷循环液盐浓度越高则经急冷降温后可溶性盐晶体析出量越大，因而采用可溶性盐含量较低的介质（例如新鲜水、除盐水等）进行急冷降温或降低急冷循环液的盐浓度均可有效降低可溶性盐晶体析出量，进而降低盐雾气溶胶的生成量。

FCC再生烟气经锅炉回收热量后进入湿法除尘脱硫装置，锅炉出口的烟气温度受到烟气露点的制约。烟气露点即烟气中含硫酸蒸汽开始凝结时的温度。在FCC催化剂再生过程中，焦炭中的硫化物燃烧生成SO2，在高温和催化剂（助剂）中Pt，V，Fe等金属的氧化物的作用下，一部分SO2被催化氧化生成SO3，SO3约占SOx总量的5%~10%［1，28-30］。SO3具有强吸湿性，当烟气温度低于200 ℃时，99%的SO3都将转化为含硫酸蒸汽，如果排烟温度低于含硫酸蒸汽的露点温度，则含硫酸蒸汽会在低温受热面凝结，引起该处受热面金属的腐蚀，影响锅炉的正常运行，因而FCC锅炉出口烟气温度一般控制180 ℃以上。由此可见，若要降低FCC锅炉出口烟气温度，则必须降低FCC再生烟气中的SO3含量。目前，工业上主要通过催化原料加氢预处理［28-29］、优化催化裂化再生条件［28，30］、使用硫转移剂［28-31］等方式降低催化剂再生过程中SO3的生成量；通过优化SCR脱硝催化剂配方降低SO2/SO3转化率［28，30］等方式降低SCR脱硝过程中SO3的生成量。

急冷循环液盐浓度主要取决于FCC再生烟气中SO2的含量和脱除率及外排废水量（或装置补水量）。不同外排废水量条件下，FCC再生烟气中SO2质量浓度对急冷循环液盐浓度的影响见图2。由图2可见，在外排废水量相同的情况下，烟气中SO2含量越高，急冷循环液的盐浓度越大；在烟气中SO2含量相同的情况下，外排废水量越大，急冷循环液的盐浓度越小。FCC再生烟气中的SO2质量浓度一般为600~4 500 mg/m3［2］。对原料油进行加氢预处理可有效降低烟气中SO2浓度，可使烟气中硫质量分数小于0.3%［32］。未加氢预处理和加氢预处理的FCC原料油中分别有15%~30%和10%~15%的硫转移到焦炭中［33］。采用硫转移剂［28-31］脱除烟气中SOx的技术已较为成熟，可从源头上回收SOx实现资源化利用，有效降低再生烟气中的SOx浓度，进而降低急冷循环液中的盐浓度。目前，国家尚未对外排废水的盐浓度做强制性要求，因而企业在日常运行过程中并不关注外排废水的盐浓度，部分装置外排废水盐浓度超过13%［31］，带来废水外排管线结盐堵塞问题［33］。可通过适当增加装置补水量来增加外排废水量，以降低急冷循环液的盐浓度。

3）降低进入除尘脱硫装置烟气的氨浓度及SO3浓度，采用湿式静电除尘（雾）器，降低外排烟气中铵盐气溶胶及SO3气溶胶的浓度。

烟气中的氨来源于FCC催化剂再生过程中的不完全燃烧及SCR脱硝过程产生的逃逸氨。在焦炭燃烧过程中如果缺乏足够的氧，则烟气中的氮化物不能以NOx的形式释放，而是以氨和氰化氢形式存在［34］。通过增加FCC催化剂再生过程中的氧浓度及采用脱硝助剂［35］可有效降低再生过程中氨气的生成量。

目前SCR脱硝工艺的喷氨量控制存在滞后现象，烟气流速、流向和温度存在偏差［31］，氨气无法完全参与脱硝反应，少量未参与反应的氨离开SCR装置后形成逃逸氨［36］。逃逸氨会与烟气中的SO3反应生成NH4HSO4和（NH4）2SO4，经过湿法除尘脱硫装置后，未被脱除的铵盐以气溶胶的形式进入外排烟气中，造成颗粒物现场监测数据高于在线监测数据，并带来烟气拖尾问题。通过流场模拟计算和内构件优化［2］、采用直插式仪表和喷氨自动控制系统［31］等措施可有效减少SCR脱硝过程产生的逃逸氨。对于湿法脱硫装置排气中的铵盐气溶胶，可通过安装湿式静电除尘（除雾）器进行脱除［37-38］。

现有湿法除尘脱硫装置主要脱除SO2，对SO3气溶胶的脱除效率较低。未被脱除的SO3气溶胶随烟气排出烟囱，其粒径与可见光波长接近，会对光线产生瑞利散射，使得外排烟气形成有色烟羽（在阳光照射侧呈蓝色、在投射侧呈黄褐色）［39］。目前，主要通过降低FCC再生烟气中SO3生成量及烟气湿法脱硫后使用湿式静电除尘（除雾）器［28，30，39］来降低外排烟气中SO3气溶胶的浓度。

图2 FCC再生烟气中SO2质量浓度对急冷循环液盐浓度的影响

5 结论

a）采用滤筒法进行现场手工采样监测时，玻璃纤维滤筒被烟气中携带的雾滴所润湿，雾滴中的可溶性盐、铵盐气溶胶均会造成颗粒物现场监测数据高于在线监测数据；采用滤膜法进行颗粒物现场监测时，石英滤膜吸水后可有效截留烟气中尚未纳入环保监测范围的Na2SO3、Na2SO4等可溶性盐及铵盐气溶胶、SO3气溶胶等CPM组分，造成颗粒物现场监测数据高于在线监测数据。

b）对FCC净化烟气中的颗粒物进行现场手工采样监测时，建议采用滤膜法。在采样仪器能满足压损要求时优先选取疏水性聚四氟乙烯滤膜，对采样管先预热后采样，并保证采样过程中烟气温度高于水蒸气冷凝温度。

c）建议通过更换除雾器、调整装置操作负荷、提高湿式静电除雾器档位来提高除雾器的除雾效率，通过对塔体的变径段及烟囱进行保温来降低烟气流经该区域时冷凝液的生成量。

d）通过降低进入除尘脱硫装置的烟气温度来降低烟气急冷降温过程中可溶性盐晶体的析出量；通过采用可溶性盐含量较低的介质进行急冷降温、采用硫转移剂及增加补水量来降低急冷循环液的盐浓度，可有效减少盐雾气溶胶生成量。

e）通过降低FCC催化剂再生过程中氨气的生成量及SCR脱硝过程产生的逃逸氨、采用湿式静电除尘（除雾）器，可有效降低外排烟气中铵盐气溶胶的含量；通过降低FCC催化剂再生过程中SO3的生成量、使用湿式静电除尘（除雾）器等措施，可有效降低外排烟气中SO3气溶胶的浓度。