張曉勇，張金池，俞美香，李海東

(1.南京林業(yè)大學(xué)林學(xué)院，江蘇 南京　210037；2.江蘇省環(huán)境應(yīng)急與事故調(diào)查中心，江蘇 南京　210036；3.江蘇省環(huán)境監(jiān)測(cè)中心，江蘇 南京　210036；4.環(huán)境保護(hù)部南京環(huán)境科學(xué)研究所，江蘇 南京　210042)

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煤中汞在電廠煙氣中的排放特征

張曉勇1,2，張金池1①，俞美香3，李海東4

(1.南京林業(yè)大學(xué)林學(xué)院，江蘇 南京210037；2.江蘇省環(huán)境應(yīng)急與事故調(diào)查中心，江蘇 南京210036；3.江蘇省環(huán)境監(jiān)測(cè)中心，江蘇 南京210036；4.環(huán)境保護(hù)部南京環(huán)境科學(xué)研究所，江蘇 南京210042)

摘要：為了解燃煤電廠煙氣中汞的排放特征，選擇江蘇省5個(gè)地區(qū)的7家燃煤電廠，基于美國(guó)EPA 30B方法進(jìn)行現(xiàn)場(chǎng)采樣，分析煤中汞含量、機(jī)組容量和不同處理設(shè)施等對(duì)煙氣中汞排放的影響。結(jié)果表明，煤中汞含量與電廠煙氣中汞排放濃度的相關(guān)性不強(qiáng)，不起決定性作用；機(jī)組容量與煙氣中汞排放濃度呈極顯著負(fù)指數(shù)關(guān)系(P<0.01)。采用循環(huán)流化床鍋爐燃燒方式且配置靜電除塵器的電廠煙氣中汞的脫除效率(98.9%)明顯高于煤粉爐配置靜電除塵器和石灰石-石膏濕法脫硫裝置的脫除效率(67.5%～81.6%)。循環(huán)流化床并配置靜電除塵器裝置對(duì)電廠煙氣中汞的脫除更有利。

關(guān)鍵詞：煤炭；電廠；煙氣；汞；排放特征；處理設(shè)施

我國(guó)是煤炭消耗大國(guó)，也是汞排放大國(guó)。據(jù)聯(lián)合國(guó)環(huán)境規(guī)劃署資料，2005年全球人為汞排放的40%來(lái)自中國(guó)，而中國(guó)的汞排放中約有52%來(lái)自燃煤。汞進(jìn)入生物體后很難被排出，在生物體內(nèi)沉積而對(duì)生物體產(chǎn)生毒害[1-2]。目前，燃煤電廠已成為主要的人為汞排放源之一，其汞排放量占人為汞排放總量的1/3。為控制燃煤電廠的汞排放，2009年由環(huán)境保護(hù)部牽頭制定了《重金屬污染綜合整治實(shí)施方案》，2012年1月正式實(shí)施GB 13223—2011《火電廠大氣污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》，明確規(guī)定新建燃煤鍋爐煙氣中汞及其化合物的排放濃度限值為0.03 mg·m-3[3]，這對(duì)燃煤電廠的汞污染物控制提出了新的要求和挑戰(zhàn)。

煤中汞燃燒后通過(guò)煙氣、粉煤灰、爐渣和石膏等形式排放至周邊環(huán)境，其中，大氣中的汞可通過(guò)干沉積和濕沉降等進(jìn)一步轉(zhuǎn)移至土壤和水體，并在土壤中富集，對(duì)生物體產(chǎn)生危害。燃煤固體副產(chǎn)物中粉煤灰和煤渣的主要利用方式為生產(chǎn)水泥和制造粉煤灰磚，脫硫石膏的主要用途是制備水泥緩凝劑和墻體材料，副產(chǎn)物在進(jìn)一步利用過(guò)程中經(jīng)歷高溫時(shí)，汞會(huì)再次釋放到大氣中，棄置的副產(chǎn)物中汞也可能造成大氣、土壤和地下水環(huán)境的二次污染[4-8]。燃煤煙氣中的汞有氣態(tài)單質(zhì)汞(Hg0)、氣態(tài)二價(jià)汞(Hg2+)和顆粒態(tài)汞(HgP)3種形態(tài)[1,3]，3者之和即為總汞(HgT)，各種形態(tài)汞所占比例取決于煤種、燃燒條件、溫度和煙氣組成等因素。Hg0是煙氣中氣態(tài)汞的主要存在形態(tài)，具有較高的揮發(fā)性和較低的水溶性，很難被常規(guī)煙氣處理設(shè)施去除；Hg2+可吸附于固體表面，易溶于水，易被濕法脫硫裝置去除；HgP可被除塵器脫除。Hg0如何轉(zhuǎn)化為易被捕集和吸收的Hg2+已成為當(dāng)前研究的熱點(diǎn)[9-10]。

近年來(lái)，國(guó)內(nèi)外學(xué)者在燃煤電廠煤中汞的形態(tài)分布、影響因素、轉(zhuǎn)移規(guī)律和排放控制等方面開展了大量的基礎(chǔ)研究工作[11-15]，但對(duì)煤中汞的實(shí)測(cè)研究較少[16]，制約了燃煤電廠脫汞技術(shù)的開發(fā)和應(yīng)用。為此，該文采用美國(guó)EPA 30B方法，通過(guò)現(xiàn)場(chǎng)采樣，結(jié)合不同處理設(shè)施和不同煤種情況下煙氣中的汞濃度，探討常規(guī)污染物控制設(shè)施的脫汞作用，以期為燃煤電廠煙氣中汞的治理提供參考數(shù)據(jù)。

1材料與方法

1.1研究對(duì)象

選取江蘇省的南京、江陰、宜興、徐州和揚(yáng)州的7家燃煤電廠作為研究對(duì)象，編號(hào)依次為A～G，燃煤電廠基本情況見表1。為保證研究結(jié)果的代表性，除考慮所選燃煤電廠的區(qū)域分布外，還特別考慮了機(jī)組裝機(jī)容量大小(50～1 000 MW)和燃燒方式(包括煤粉爐、循環(huán)流化床鍋爐)等。

表1燃煤電廠基本情況

Table 1Basic situation of the coal-burning power plants studied

電廠地點(diǎn)鍋爐類型處理設(shè)施 單機(jī)容 量/MW 主要燃 煤來(lái)源 A南京 PC ESP+WFGD 320印尼B江陰 PC ESP+WFGD50中國(guó)山東C宜興 PC ESP+WFGD135中國(guó)安徽D揚(yáng)州 PC ESP+WFGD220中國(guó)山西E徐州 PC SCR+ESP+WFGD1000中國(guó)山西F徐州 CFB ESP300中國(guó)江蘇G徐州 CFB ESP135中國(guó)江蘇

PC為煤粉爐，CFB為循環(huán)流化床鍋爐。ESP為靜電除塵器，WFGD為石灰石-石膏濕法脫硫裝置，SCR為選擇性催化還原脫硝裝置。

為了凈化煙氣，A、B、C和D電廠煙氣排放系統(tǒng)中設(shè)置靜電除塵器(electrostatic precipitation，ESP)和石灰石-石膏濕法脫硫裝置(wet flue gas desulfurization，WFGD)；E電廠的煙氣排放系統(tǒng)除依次設(shè)置ESP和WFGD以外，還通過(guò)改造方式在空氣預(yù)熱器之前設(shè)置選擇性催化還原脫硝裝置(selective catalytic reduction，SCR)，F(xiàn)和G電廠的煙氣凈化設(shè)施采用ESP。

1.2研究方法

1.2.1采樣點(diǎn)設(shè)置與煤樣采集

受溫度和煙塵等條件的限制，只在脫硫設(shè)施前后的煙道中采集煙氣樣品，煤粉樣品采自給煤機(jī)位置，每次采集2個(gè)平行煤樣，收集的煤樣置于潔凈的塑料封口袋內(nèi)，帶回實(shí)驗(yàn)室后立即進(jìn)行分析。為保證輸入/輸出物料的對(duì)應(yīng)，煙氣樣與煤樣的采集同時(shí)進(jìn)行，采樣期間鍋爐及各設(shè)備運(yùn)行工況維持穩(wěn)定。

1.2.2樣品采集

煙氣汞采樣采用美國(guó)EPA 30B方法，雙路獨(dú)立采樣方式，使用內(nèi)裝吸附劑的捕集管(A、B管)以適當(dāng)?shù)牧髁繌臒煹乐谐槿∫欢w積的煙氣，將煙氣中的汞吸附在吸附管上，再經(jīng)加熱線進(jìn)入冷凝脫水、氣體泵和流量計(jì)等環(huán)節(jié)，實(shí)現(xiàn)汞的采樣。EPA 30B法所用吸附管分為總汞吸附管(Φ10 mm×185 mm，Ohio Lumex公司)和價(jià)態(tài)汞吸附管(Φ10 mm×300 mm，Ohio Lumex公司)2種，其中，總汞吸附管可用于測(cè)定煙氣中總汞濃度，價(jià)態(tài)汞吸附管可用于測(cè)定煙氣中Hg0和Hg2+濃度[3,17]。

采樣儀器選用國(guó)產(chǎn)便攜式汞采樣器PMS-30B(南京埃森環(huán)境技術(shù)有限公司)，采樣流程見圖1[3]。采樣時(shí)，將2根相同類型的吸附管并聯(lián)固定于不銹鋼采樣槍內(nèi)，將采樣槍溫度加熱到120 ℃，采樣管線采用全過(guò)程加熱方式，保持采樣槍溫度恒定，避免汞在輸送過(guò)程中可能發(fā)生的損失，采樣氣體流速為0.2～0.6 L·min-1，總采樣時(shí)間設(shè)定為30 min。將采樣后的吸附管內(nèi)含汞固體樣品帶回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行分析，為了保證測(cè)量數(shù)據(jù)的可靠性，上述過(guò)程在每個(gè)測(cè)點(diǎn)進(jìn)行3次重復(fù)采樣。

1.2.3樣品分析

采集到的固體樣品中汞濃度使用俄羅斯生產(chǎn)的RA-915M全自動(dòng)測(cè)汞儀測(cè)定，其中，汞吸附管可直接分析，煤粉樣品采自爐前煤，入爐煤在經(jīng)過(guò)混合與研磨之后再分析。樣品通過(guò)熱解析處理后，用冷原子熒光分光光度法測(cè)定，檢測(cè)范圍為0.3 ng·m-3～200 μg·m-3。此分析儀采用高頻調(diào)制偏振光的塞曼原子吸收光譜原理，利用汞原子蒸汽對(duì)254 nm共振發(fā)射線的吸收來(lái)進(jìn)行分析[3,17]。

1.2.4數(shù)據(jù)處理

采用Excel 2010和SPSS 13.0軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行處理和統(tǒng)計(jì)分析。采用SPSS 13.0軟件對(duì)機(jī)組容量與煙氣中汞排放濃度進(jìn)行回歸分析。采用單因素方差分析(one-way ANOVA)和新復(fù)極差法(SSR)比較不同數(shù)據(jù)組間的差異，顯著性水平設(shè)定為α=0.05。

圖1　EPA 30B 法的采樣流程示意

2結(jié)果與分析

2.1不同燃煤電廠煙氣中的汞濃度

表2顯示，7家電廠煙氣中ρ(汞)均值為0.18～14.70 μg·m-3，均低于GB 13223—2011中0.03 mg·m-3汞排放限值，除B電廠外，其他電廠煙氣中ρ(汞)均較低(≤5.15 μg·m-3)。B電廠煙氣中ρ(汞)均值最高，G電廠最低，A和D電廠相當(dāng)， F和G電廠相當(dāng)。7家電廠煙氣中ρ(汞)的3次重復(fù)測(cè)試結(jié)果均較接近，表明EPA 30B法重現(xiàn)性較好。

表2不同電廠的汞排放濃度

Table 2Mercury concentration in fumes emitted from different power plants

電廠煙氣中ρ(汞)/(μg·m-3)第1次測(cè)試第2次測(cè)試第3次測(cè)試均值A(chǔ)1.751.962.16 1.96B16.9714.4812.7014.70C6.804.284.375.15D1.932.241.631.93E2.783.303.043.04F0.320.200.230.25G0.320.150.080.18

2.2煤中汞含量對(duì)煙氣中汞排放的影響

由表3可見，7家電廠入爐煤中w(汞)為0.064～0.297 mg·kg-1，平均為0.155 mg·kg-1。C電廠所使用的來(lái)源于安徽的煤中w(汞)為0.064 mg·kg-1，為國(guó)產(chǎn)煤中最低。F和G電廠主要的燃煤來(lái)源同為江蘇當(dāng)?shù)兀褐衱(汞)差異較大，分別為0.104和0.297 mg·kg-1，表明即使在同一地區(qū)，由于成煤植物、組成結(jié)構(gòu)、地下水淋溶、地質(zhì)和區(qū)域化學(xué)差異、混合方式以及主要燃煤來(lái)源等原因[18]，煤中汞含量也會(huì)存在較大差異。D和E電廠所用的山西煤中w(汞)比較穩(wěn)定，分別為0.130和0.128 mg·kg-1。B和G電廠入爐煤中w(汞)為0.272和0.297 mg·kg-1，高于中國(guó)平均值(0.195 mg·kg-1)[2,18-19]，其他5家電廠均低于美國(guó)平均值(0.17 mg·kg-1)[2,18-19]；C電廠入爐煤中汞含量略高于澳大利亞平均值(0.06 mg·kg-1)[2,18-19]。

表3不同來(lái)源煤中的汞含量

Table 3Mercury content in coals of different sources

電廠主要燃煤來(lái)源煤中w(汞)/(mg·kg-1)平行樣1平行樣2平均值A(chǔ)印尼0.0680.1130.090B中國(guó)山東0.1420.4010.272C中國(guó)安徽0.0780.0490.064D中國(guó)山西0.1850.0750.130E中國(guó)山西0.2010.0550.128F中國(guó)江蘇0.0900.1170.104G中國(guó)江蘇0.2580.3360.297

中國(guó)山西和江蘇煤中w(汞)平均值分別為0.167和0.200 mg·kg-1。

7家燃煤電廠入爐煤中汞含量與煙氣中汞排放濃度呈一定的正相關(guān)，但相關(guān)性未達(dá)顯著水平(P>0.05)。其中，F(xiàn)和G電廠因采用循環(huán)流化床鍋爐燃燒方式，煙氣中汞排放濃度都很低，其煤中汞含量與煙氣中汞排放濃度不呈正相關(guān)，說(shuō)明煙氣中汞排放濃度受煤中汞含量、燃燒方式、煙氣處理設(shè)施建設(shè)和操作運(yùn)行情況等眾多因素影響。

2.3機(jī)組容量對(duì)煙氣中汞排放的影響

由圖2可見，隨著機(jī)組容量的增大，煙氣中汞排放濃度呈現(xiàn)減小趨勢(shì)，機(jī)組容量與汞排放濃度呈負(fù)指數(shù)關(guān)系，相關(guān)性達(dá)極顯著水平(P<0.01)。當(dāng)機(jī)組容量越大、發(fā)電負(fù)荷越高時(shí)，廢氣處理設(shè)施的運(yùn)行水平相對(duì)較高，除塵和濕法脫硫系統(tǒng)脫除煙氣中Hg相對(duì)較多[20-21]，煙氣中汞排放濃度也較低。

2.4不同處理設(shè)施對(duì)煙氣中汞的脫除效果

7家電廠煙氣中氣態(tài)汞和顆粒態(tài)汞濃度見表4。A、B、C和D電廠均采用PC+ESP+WFGD處理方式，煙氣中氣態(tài)汞所占比例較高(63.5%～93.6%)，顆粒態(tài)汞所占比例較低(6.4%～36.5%)。E電廠采用PC+SCR+ESP+WFGD處理方式，氣態(tài)汞所占比例為61.1%，顆粒態(tài)汞所占比例為38.9%。F和G電廠采用CFB+ESP處理方式，氣態(tài)汞所占比例遠(yuǎn)小于顆粒態(tài)汞所占比例。不同處理方式下氣態(tài)汞和顆粒態(tài)汞濃度的差異性，主要與循環(huán)流化床鍋爐燃燒方式和污染物控制設(shè)施有關(guān)。

圖2　機(jī)組裝機(jī)容量與煙氣中汞排放濃度的回歸關(guān)系

表4煙氣中汞形態(tài)分布與不同處理方式對(duì)汞的脫除效果

Table 4Fractionation of mercury in fume and mercury removal efficiency of different control facilities

電廠鍋爐類型處理設(shè)施顆粒態(tài)汞所占比例/%氣態(tài)汞所占比例/%汞脫除效率/%同一處理方式汞平均脫除效率/%APCESP+WFGD11.288.887.967.5BPCESP+WFGD6.493.627.5CPCESP+WFGD36.563.565.6DPCESP+WFGD14.685.489.0EPCSCR+ESP+WFGD38.961.181.681.6FCFBESP75.124.998.198.9GCFBESP69.330.799.7

PC為煤粉爐，CFB為循環(huán)流化床鍋爐。ESP為靜電除塵器，WFGD為石灰石-石膏濕法脫硫裝置，SCR為選擇性催化還原脫硝裝置。

不同處理方式對(duì)各電廠煙氣中汞的脫除效率差異較大，介于27.5%～99.7%之間(表4)?？梢钥闯?，CFB+ESP處理方式的汞平均脫除效率最大，PC+SCR+ESP+WFGD處理方式次之，PC+ESP+WFGD處理方式最低。

3討論

3.1煙氣中汞的排放特征

3.1.1與國(guó)內(nèi)其他省份比較

7家電廠煙氣中ρ(汞)均值為0.18～14.70 μg·m-3，將其與國(guó)內(nèi)其他開展燃煤電廠煙氣中汞排放濃度監(jiān)測(cè)試點(diǎn)的省(市)進(jìn)行比較(重慶，6.65～10.4 μg·m-3；河北，3.71～7.32 μg·m-3；天津，2.05～9.92 μg·m-3)[22]可知，3省(市)燃煤電廠煙氣中ρ(汞)(2.05～10.4 μg·m-3)均處于7家燃煤電廠煙氣中汞排放濃度范圍內(nèi)。以上燃煤電廠煙氣中ρ(汞)均<15 μg·m-3，遠(yuǎn)低于GB 13223—2011中0.03 mg·m-3的汞排放限值，這主要得益于江蘇、重慶、河北和天津4省(市)燃煤電廠現(xiàn)有的除塵設(shè)施、脫硫設(shè)施甚至脫硝設(shè)施的正常運(yùn)行，對(duì)煙氣中汞的脫除起了較大作用。

3.1.2與國(guó)外比較

MEJI[23]研究表明，荷蘭燃煤電廠煙氣中ρ(汞)為0.3～35 μg·m-3，平均值為4.1 μg·m-3。美國(guó)伊利諾伊州斯普林菲爾德(Springfield)市20個(gè)燃煤電廠煙氣中ρ(汞)為0.5～6.9 μg·m-3，平均值為6 μg·m-3。美國(guó)第一能源公司所屬的BMP電廠煙氣中ρ(汞)為2.85 μg·m-3[20,23]。筆者研究所測(cè)7家電廠中，B電廠煙氣中ρ(汞)最大，為14.70 μg·m-3，G電廠最小，為0.18 μg·m-3。與發(fā)達(dá)國(guó)家相比，B電廠煙氣中汞排放濃度是荷蘭燃煤電廠汞排放濃度均值的3.59倍，是美國(guó)伊利諾伊州斯普林菲爾德市的2.45倍，是美國(guó)BMP電廠的5.16倍；其他6家電廠中有4家煙氣中汞排放濃度低于發(fā)達(dá)國(guó)家，2家與發(fā)達(dá)國(guó)家相近。

3.2不同燃燒方式和處理設(shè)施對(duì)煙氣中汞排放的影響

3.2.1不同燃燒方式對(duì)煙氣中汞排放的影響

燃煤電廠主要有CFB燃燒(燃燒溫度通常為800～950 ℃)和PC燃燒(燃燒溫度通常在1 000 ℃以上)2種燃燒方式。由于較低的燃燒溫度，CFB燃燒造成燃料的燃盡率低于PC燃燒，底渣和煙氣飛灰含有的未燃盡碳容易吸附煙氣中的Hg0和Hg2+[24]；由于飛灰與煙氣的接觸時(shí)間長(zhǎng)，CFB燃燒也易于增加煙氣中汞向飛灰中轉(zhuǎn)移的量。

為了脫硫需要，CFB燃燒過(guò)程中要向爐內(nèi)加入大量石灰石，使得爐內(nèi)鈣基顆粒含量增大，在Ca等元素的協(xié)同作用下可促進(jìn)HgP的生成。CFB燃燒中HgP含量較高，經(jīng)下游處理設(shè)施處理后HgP可近似全部被脫除，只有少量氣態(tài)汞排放到外環(huán)境中[25-27]。

所測(cè)7個(gè)燃煤電廠中，只有F和G電廠采用CFB燃燒方式，其他電廠為PC燃燒方式。F和G電廠煙囪入口處煙氣中ρ(汞)均值為0.25和0.18 μg·m-3，遠(yuǎn)低于其他電廠(表2)。CFB燃燒方式對(duì)降低燃煤煙氣中汞排放濃度有利。

3.2.2不同處理設(shè)施對(duì)煙氣中汞排放的影響

燃煤電廠的SCR、ESP和WFGD處理設(shè)施對(duì)煙氣中汞排放均存在影響。SCR主要影響煙氣中汞的存在形態(tài)，對(duì)汞的總量基本沒有控制效果。當(dāng)煙氣中Hg0經(jīng)過(guò)SCR裝置內(nèi)的V2O5-WO3/TiO2催化劑時(shí)[28-29]，在煙氣中HCl與O2的參與下，Hg0被催化氧化成易被下游處理設(shè)施脫除的Hg2+[17,30]。

ESP對(duì)煙氣中汞的影響主要體現(xiàn)在HgP的脫除上，除塵效率越高，汞脫除效果越好。同時(shí)，靜電除塵器高壓電暈線周圍電輝光區(qū)產(chǎn)生的臭氧可促使Hg0向Hg2+的轉(zhuǎn)化[17]。

WFGD對(duì)煙氣中汞排放的影響主要體現(xiàn)在對(duì)Hg2+的捕獲[31]，Hg2+可與WFGD漿液中的硫化氫或硫化物反應(yīng)生成HgS沉淀，進(jìn)而得到脫除。同時(shí)，WFGD的低溫有利于Hg0的氧化與Hg2+的吸收[24,32-34]。

不同燃燒方式與處理設(shè)施呈現(xiàn)不同的脫汞效率(表4)。當(dāng)PC配置ESP+WFGD時(shí)，污染物控制設(shè)施的脫汞效率為67.5%，而增加SCR設(shè)施后，污染物控制設(shè)施的脫汞效率提高到81.6%。SCR催化劑雖然對(duì)汞的脫除沒有直接作用，但促進(jìn)了Hg0向Hg2+的轉(zhuǎn)變，有利于被下游ESP和WFGD設(shè)施脫除。采用CFB+ESP處理方式時(shí)，脫汞效率相對(duì)于前2種方式有大幅度提高，達(dá)到98.9%?？梢?，CFB+ESP處理方式的脫汞效率優(yōu)于PC+ESP+WFGD處理方式。

3.3煙氣中汞的轉(zhuǎn)化與脫除

通常情況下，燃煤鍋爐爐膛內(nèi)溫度可達(dá)1 000 ℃ 以上，在高溫作用條件下，煤中汞幾乎全部以Hg0的形態(tài)釋放出來(lái)。除少量殘留到爐渣中以外，大部分汞被煙氣帶出爐膛，進(jìn)入后續(xù)工段。當(dāng)煙氣流經(jīng)換熱面，溫度逐漸降低，隨著溫度的變化，部分汞被Cl、O等元素氧化并吸附在飛灰表面。當(dāng)有SCR系統(tǒng)時(shí)，汞的氧化和吸附明顯增強(qiáng)。另有部分Hg0被飛灰中殘留的碳顆粒所吸附或凝結(jié)在其他亞微米級(jí)飛灰顆粒表面上形成HgP。當(dāng)經(jīng)過(guò)ESP系統(tǒng)時(shí)，吸附在飛灰上的汞隨著飛灰被脫除，并富集在粉煤灰中,剩余的氣態(tài)汞隨著煙氣流進(jìn)入WFGD系統(tǒng)。在該系統(tǒng)內(nèi)，氣態(tài)汞中的Hg2+和少量的Hg0被洗滌下來(lái)，隨著石灰石中的汞一起進(jìn)入脫硫石膏中，另有極少量的汞進(jìn)入脫硫廢水，余下的汞則隨著煙氣經(jīng)煙囪排入大氣中[35]。

由上述轉(zhuǎn)化過(guò)程可知，如能采取相應(yīng)措施促進(jìn)Hg0向Hg2+的轉(zhuǎn)化，在鍋爐選型時(shí)優(yōu)先考慮采用CFB，無(wú)論對(duì)汞的飛灰吸附還是脫硫過(guò)程吸收都有利，均可以有效降低煙氣中汞的排放。

4結(jié)論

(1)7家電廠入爐煤中w(汞)平均值為0.155 mg·kg-1，低于我國(guó)平均水平，煙氣中ρ(汞)均值為0.18～14.70 μg·m-3。通過(guò)比較發(fā)現(xiàn)，煤中汞含量與煙氣中汞排放濃度之間相關(guān)性不強(qiáng)，說(shuō)明煤中汞含量對(duì)煙氣中汞排放濃度不起決定性作用。

(2)燃煤電廠機(jī)組容量、發(fā)電負(fù)荷越大，廢氣處理設(shè)施的運(yùn)行水平相對(duì)較高，煙氣中汞排放濃度也較低，機(jī)組容量與汞排放濃度之間呈極顯著負(fù)指數(shù)關(guān)系(P<0.01)。

(3)循環(huán)流化床鍋爐配置靜電除塵器時(shí)，煙氣中汞平均脫除效率為98.9%，而采用煤粉爐且配置靜電除塵器和石灰石-石膏濕法脫硫時(shí)，平均脫除效率僅為67.5%，說(shuō)明循環(huán)流化床鍋爐配置靜電除塵器的方式有利于脫除煙氣中的汞。

(4)采用循環(huán)流化床鍋爐燃燒的電廠煙氣中汞排放濃度遠(yuǎn)低于配置煤粉爐燃燒的電廠煙氣中汞排放濃度，顆粒態(tài)汞所占比例為69.3%～75.1%，遠(yuǎn)大于氣態(tài)汞所占比例，循環(huán)流化床燃燒方式有利于脫除煙氣中的汞。

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(責(zé)任編輯： 李祥敏)

Characteristics of Emission of Mercury With Fume From Coal-Burning Power Plant.

ZHANGXiao-yong1,2,ZHANGJin-chi1,YUMei-xiang3,LIHai-dong4

(1.College of Forest, Nanjing Forestry University, Nanjing 210037, China;2.Center of Environmental Emergency Response and Accident Investigation of Jiangsu Province, Nanjing 210036, China;3.Environmental Monitoring Center of Jiangsu Province, Nanjing 210036, China;4.Nanjing Institute of Environmental Sciences, Ministry of Environmental Protection, Nanjing 210042, China)

Abstract:To better understand characteristics of the system of emission of mercury with fume from coal-burning power plants, seven coal-burning power plants located in five different regions in Jiangsu Province were selected for in-situ sampling according to the USA EPA 30B approach for analysis of effects of mercury concentration in coal, generating units capacity and emission control facilities on the emission of mercury with fume. Results show that Hg concentration in the fume is not very much related to Hg content in the coal, but in significant negative exponential relation to the generating units capacity (P<0.01). It seems that the use of circulating fluidized bed boilers coupled with electrostatic precipitators is very efficient in removing mercury from the fume emitted from coal-burning power plants, reaching up to 98.9% in mercury removal efficiency, much higher than the efficiency of the use of the pulverized coal furnaces couples with electrostatic precipitators and lime-gypsum wet desulfurization equipment (67.5%-81.6%). It is, therefore, concluded that the technology of circulating fluidized bed boiler coupled with electrostatic precipitator is more efficient in removing mercury in fume emitted from coal-burning power plants.

Key words:coal;power plant;fume;mercury;emission characteristics;control facility

作者簡(jiǎn)介：張曉勇(1980—)，男，江蘇淮安人，高級(jí)工程師，博士生，從事環(huán)境應(yīng)急方面的工作。E-mail： zxyhj98@163.com

DOI：10.11934/j.issn.1673-4831.2016.02.010

中圖分類號(hào)：X51

文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A

文章編號(hào)：1673-4831(2016)02-0229-06

通信作者①E-mail： zhang8811@njfu.edu.cn

基金項(xiàng)目：國(guó)家科技基礎(chǔ)性工作專項(xiàng)(2014FY110800)；江蘇省環(huán)境監(jiān)測(cè)科研基金(1121)；林業(yè)公益性行業(yè)科研專項(xiàng)(201504406)

收稿日期：2015-11-16