顧 晨，趙 瑜

(南京大學 環(huán)境學院，江蘇 南京 210023)

中國持續(xù)的城市化和工業(yè)進程推動能源和電力需求在過去20 a中快速增長[1-2]。作為全球最大的煤炭生產(chǎn)國和消費國，中國一次能源和發(fā)電燃料結(jié)構(gòu)長期以煤炭為主導。據(jù)英國石油公司(BP)2021年發(fā)布的世界能源統(tǒng)計回顧數(shù)據(jù)[3]顯示，2020年中國煤炭消費總量為28.3億t標準煤，占世界煤炭消費總量的50%左右；國家統(tǒng)計局的數(shù)據(jù)表明，2020年煤電行業(yè)消耗了超過一半的中國煤炭產(chǎn)量。2000—2020年，國內(nèi)生產(chǎn)總值(GDP)從9.9萬億到100.5萬億元人民幣，年均增長12.4%[4]；與此同時，燃煤電廠裝機容量和消費的煤炭總量分別從2.4億kW和5.3億t增加至12.5億kW和20.2億t，年均增長率分別為8.8%和7.1% 。2017—2020年期間，煤電行業(yè)煤炭消耗開始逐漸放緩，年均增長速率下降至1.4%。反映出近年來中國在提高煤炭利用效率的貢獻(與GDP增速相比)和減少煤炭消費總量的努力(與裝機容量的增速相比)。作為發(fā)電的基礎能源設施，電廠在燃煤過程中會排放大量的大氣污染物，包括二氧化硫(SO2)、氮氧化物(NOx)和顆粒物(PM)等，導致區(qū)域大氣污染和酸雨的形成[5]。根據(jù)對中國4個典型城市源解析研究，燃煤電廠排放對PM2.5質(zhì)量濃度的貢獻在3.0%～26.0%[6]；在北京冬季重污染時段，燃煤電廠貢獻值可高達58.2%[7]。不僅如此，燃煤電廠排放的大氣污染物會通過長距離傳輸?shù)男问竭M行遷移和擴散，在更大的時間和空間尺度上危害自然環(huán)境和人體健康，加劇由發(fā)電燃煤帶來的空氣污染問題[7]。例如，有研究認為來自東亞的大氣污染物通過長距離傳輸跨越太平洋，促進美國西部地區(qū)臭氧(O3)質(zhì)量濃度升高[8]。

為有效控制煤電行業(yè)大氣污染物排放，改善環(huán)境空氣質(zhì)量，中國逐步更新和加嚴燃煤電廠大氣污染物的排放標準，并采取了一系列措施提高能源利用效率和污染物去除水平。純凝汽式高效大型煤粉鍋爐，以及煙氣脫硫(FGD)、選擇性催化還原(SCR)或選擇性非催化還原(SNCR)煙氣脫硝和靜電/布袋除塵等先進末端控制技術(shù)被大量應用于燃煤機組。2015年，大型機組(≥600 MW)的裝機容量占比從2000年的8.1%顯著增加到45.5%，小規(guī)模機組(<100 MW)的裝機容量占比從2000年的22.4%下降到6.9%；安裝FGD和SCR/SNCR的燃煤機組比例分別達到了95.6% 和84.2%，除塵器平均效率達到99.8%以上[9-11]。同年，中國發(fā)布了《全面實施燃煤電廠超低排放和節(jié)能改造工作方案》，作為中國大氣清潔行動計劃的重要部分。在國家政策的推動下，中國煤電行業(yè)的能源利用效率進一步提升，到2020年，現(xiàn)役燃煤發(fā)電機組改造后平均供電煤耗由2015年的315 g/(kW·h)(標準煤)下降到2020年的310 g/(kW·h)(標準煤)，PM，SO2和NOx的排放質(zhì)量濃度分別不高于10，35和50 mg/m3[12-14]。國內(nèi)已有許多研究者針對上述控制措施與中國推行的清潔空氣行動計劃展開評估，認為有效的政策制定、嚴格的排放標準和先進的控制技術(shù)推動了燃煤電廠污染物減排，對改善環(huán)境空氣質(zhì)量起到了積極作用[15-16]。

準確、可靠的大氣污染物排放資料有助于確定污染源特征并支持相關(guān)政策制定。

盡管近年來燃煤電廠在節(jié)能減排和污染治理方面取得了顯著的成效，但當前大氣污染物的平均排放水平與發(fā)達國家仍存在較大的差距，同時面臨低碳發(fā)展的重大挑戰(zhàn)。因此，準確掌握燃煤電廠排放的歷史演變特征，進而提出更加嚴格的、明確的污染控制措施和能源結(jié)構(gòu)調(diào)整目標，能夠為實現(xiàn)煤電行業(yè)減污降碳、協(xié)同增效目標提供重要科學依據(jù)。本研究總結(jié)了中國燃煤電廠污染控制和排放標準的發(fā)展歷程，綜述了燃煤電廠大氣污染物排放估算方法和結(jié)果的主要進展，旨在整體評價中國燃煤電廠大氣污染物排放特征及其驅(qū)動因素，從而為未來大氣污染綜合防治政策的制定提供參考。

1 燃煤電廠控制歷程與排放標準

根據(jù)大氣污染物排放標準與相關(guān)政策文件的發(fā)布日期，本文將燃煤電廠的控制歷程劃分為4個階段，分別為2005年之前、2005—2011年、2012—2014年和2015年至今。4個階段具體執(zhí)行的排放標準與相關(guān)政策如圖1所示。

圖1 中國燃煤電廠4個階段的大氣污染物控制相關(guān)政策與排放標準Fig.1 Air pollutant control policies and emission standards for the four stages of coal-fired power plants in China

第1階段：早在1973年，中國頒布GBJ 4—1973《工業(yè)“三廢”排放試行標準》，首次以國家標準的方式對燃煤電廠大氣污染物排放提出限值要求，對煙塵和SO2的排放速率和煙囪高度提出了具體要求。1991年，頒布GB 13223—1991《燃煤電廠大氣污染物排放標準》，針對不同類型的除塵設施和相應燃煤灰分制定不同的排放標準限值；1996年該標準重新修訂頒布，更名為GB 13223—1996《火電廠大氣污染物排放標準》，首次增加NOx為污染物，并要求燃煤電廠開始使用脫硫設施。在這一時期經(jīng)濟快速發(fā)展，對大氣污染物的管控相對寬松，最具有代表性的政策是“兩控區(qū)”(酸雨控制區(qū)和SO2控制區(qū))劃分，通過換燒低硫煤、關(guān)停小機組和降低煤耗等綜合性措施降低管控區(qū)域內(nèi)的SO2排放。

隨著以SO2排放導致大氣環(huán)境問題凸顯，第2階段開始執(zhí)行更為嚴格的GB 13223—2003《火電廠大氣污染物排放標準》，SO2和PM的排放限值顯著下降，燃煤機組最嚴格質(zhì)量濃度限值要求分別從1 200 mg/m3和200 mg/m3下降至400 mg/m3和50 mg/m3。同時，設定了SO2排放總量控制目標，要求“十一五”(2006—2010年)期間全國SO2排放總量下降10%以上。煤電行業(yè)成為大氣污染控制主要對象，所有新建純凝汽式發(fā)電機組容量需在300 MW以上，同時關(guān)停累計50 GW以上的落后低能效機組；提出了煤電行業(yè)全面脫硫要求，所有新建燃煤電廠和大量在用電廠需安裝并投運FGD。上述總量控制措施使得SO2污染問題得到一定程度的改善[17]。

隨著以污染物二次轉(zhuǎn)化與生成為特征的區(qū)域復合污染日益嚴重，第3階段執(zhí)行的GB 13223—2011《火電廠大氣污染物排放標準》標準大幅度收緊了SO2、NOx和PM排放限值(低于歐、美等發(fā)達國家和地區(qū))，成為世界最嚴格的火電廠排放標準之一。在對SO2排放總量提出繼續(xù)下降要求(“十二五”期間(2011—2015年)減少8%)同時，首次提出全國NOx總量控制目標，要求“十二五”期間減排10%，并針對重點地區(qū)制定特別排放限值。SCR技術(shù)在此階段大量應用于燃煤電廠。

第4階段，隨著中國燃煤電廠裝機容量和發(fā)電量的持續(xù)增加，為進一步改善環(huán)境空氣質(zhì)量，我國頒布《全面實施燃煤電廠超低排放和節(jié)能改造工作方案》，要求燃煤機組排放水平達到燃氣機組的標準(PM，SO2和NOx的煙氣排放質(zhì)量濃度分別不高于10，35和50 mg/m3)，推動對脫硫、脫硝以及除塵等末端控制技術(shù)進行超低排放改造，實現(xiàn)大氣污染物排放的進一步下降。全國超低排放煤電機組的裝機容量從2013年的0增加到2021年的11.1億kW，約占全國煤電總裝機容量的89%。

2 燃煤電廠大氣污染物排放表征方法

大氣污染物排放清單是研究大氣污染問題的重要基礎資料，在厘清污染成因來源、識別重點污染源與關(guān)鍵污染物、設計污染防治方案時均需要詳細的排放清單作為依據(jù)。由于燃煤電廠對人為源排放以及空氣質(zhì)量的重要貢獻，其排放特征受到了國內(nèi)外科研工作者們的廣泛關(guān)注，在全球或區(qū)域的排放清單編制時，一般將燃煤電廠作為獨立的一類行業(yè)來研究。近年來，隨著數(shù)據(jù)公開度的提高和排放清單編制方法的進步，煤電行業(yè)排放清單的準確性和時空精細程度都有了顯著的提升。

我國早期的排放清單主要用于對污染物總量控制提供參考，排放數(shù)據(jù)來源于《中國環(huán)境統(tǒng)計年報》[18]，包含重點排污企業(yè)的基本情況、廢氣排放情況以及環(huán)境污染治理投資等信息。燃煤電廠大氣污染物排放量基于活動水平(一般為燃料消耗量)和平均排放因子(單位活動水平的污染物排放強度)進行估算，空間尺度一般為國家級或省級。該方法忽略了鍋爐類型、燃燒器布置形式、燃燒條件和燃料品質(zhì)等重要因素對排放水平的影響，也較少考慮能源效率提升和末端控制技術(shù)的進步對排放因子的影響[18-21]。隨著方法學的改進，研究者逐步發(fā)展了基于技術(shù)的“自下而上”排放清單編制方法，即排放量基于不同技術(shù)類型的電廠分別計算，再加和至整個行業(yè)。該方法通常以省、市為基本地區(qū)單元，根據(jù)當時正在執(zhí)行的排放標準限值和有限的排放特征現(xiàn)場測試數(shù)據(jù)，確定不同鍋爐、燃料和控制技術(shù)類型對排放的影響，并考慮上述信息的時間演替過程，建立包含年際變化的動態(tài)排放因子，一定程度上克服了使用行業(yè)平均排放因子法帶來的弊端，能夠更加準確反映出燃煤電廠的排放變化趨勢，降低排放量估算結(jié)果的不確定性[22-26]。

隨著企業(yè)級電廠數(shù)據(jù)庫的建立和完善，燃煤電廠的地理位置、煤炭消耗、鍋爐類型、燃料品質(zhì)、末端控制技術(shù)去除效率等排放量計算關(guān)鍵信息的可獲取性逐漸提高。研究者發(fā)展了“基于機組/發(fā)電設備”的煤電行業(yè)排放清單編制技術(shù)方法，將以往行業(yè)級排放表征精細程度大幅度推進至企業(yè)級。在排放空間分配方面，也將以往基于人口、GDP等代用參數(shù)的分配方式加以優(yōu)化，實現(xiàn)點源排放特征的精確分配。方法學的改進和數(shù)據(jù)獲取瓶頸的突破進一步有效提升了燃煤電廠排放清單的可靠性、時空分辨率和對氣候/空氣質(zhì)量模式的適用性[27-30]。

近年來，能源結(jié)構(gòu)調(diào)整和超低排放改造政策的廣泛實施使得燃煤電廠的排放水平與時空分布發(fā)生了較大變化，而受限于基礎數(shù)據(jù)信息收集、整理的滯后性，以往排放清單方法對上述變化過程的表征有所欠缺。此外，重污染事件及公共衛(wèi)生事件(如新冠疫情防控)的空氣質(zhì)量評估對于精確掌握短期內(nèi)不同時段、工況下電廠排放情況提出了更高需求。隨著應用于實時監(jiān)測煙氣中污染物濃度的連續(xù)在線監(jiān)測系統(tǒng)(CEMS)在燃煤電廠中安裝比例不斷增加，CEMS數(shù)據(jù)的可靠性和公開程度逐漸提升，已成為污染預測預報、環(huán)境影響評價與排放達標狀況分析等污染防治相關(guān)工作的重要依據(jù)。為提高燃煤電廠在排放因子、末端控制效率估算中的準確性，量化污染物排放的迅速變化，研究者開始發(fā)展基于CEMS數(shù)據(jù)搜集、篩選、檢驗和評估的煤電行業(yè)排放清單建立方法，利用出口煙氣流量和污染物濃度估算排放量，實現(xiàn)更加精細的小時分辨率動態(tài)排放實施定量表征[31-35]。相關(guān)結(jié)果表明：基于CEMS估算的燃煤電廠污染物排放因子要明顯低于以往“自下而上”排放清單編制中的參考值，反映了在超低排放限制要求下的煤電行業(yè)大氣污染物控制成效。

除利用“自下而上”的方法來估算燃煤電廠排放外，在過去10 a中，衛(wèi)星遙感數(shù)據(jù)產(chǎn)品的普及為大氣污染物排放表征提供了“自上而下”的思路。衛(wèi)星遙感觀測彌補了傳統(tǒng)地面監(jiān)測范圍小、成本高的缺點，能夠在較大范圍和長時間序列捕捉污染物在區(qū)域的分布；基于衛(wèi)星資料得到的對流層垂直柱濃度被認為是衡量污染物在大氣中濃度水平的重要指標。由于衛(wèi)星觀測不能直接識別具體的污染來源，研究者們首先針對人為排放源結(jié)構(gòu)相對簡單、區(qū)域排放水平相對較低、靠近煤炭資源的地區(qū)(例如內(nèi)蒙古)，利用衛(wèi)星遙感識別單個大型電廠的運行狀況和排放特征[36]?；谛l(wèi)星觀測柱質(zhì)量濃度與“自下而上”排放清單中SO2/NOx排放量比值的一致性，利用衛(wèi)星柱質(zhì)量濃度的年際相對變化評估燃煤電廠末端控制技術(shù)運行效果。隨著研究的深入，應用衛(wèi)星對流層垂直柱質(zhì)量濃度“自上而下”定量反演污染物排放水平的方法開始受到關(guān)注，例如，基于化學傳輸模式的逆向模擬考慮了大氣污染物的水平傳輸與非線性大氣化學反應機制，近年來得到不斷改進和發(fā)展，應用較為廣泛[37-42]?？傮w而言，衛(wèi)星資料由于相對較高的時空分辨率和及時性，在幫助檢驗和減少“自下而上”排放清單中的不確定性，以及污染源控制與管理方面發(fā)揮了積極作用。如何提升衛(wèi)星遙感對源類型識別的精細程度，以及減少其受氣象條件影響而導致數(shù)據(jù)質(zhì)量欠缺的問題，是當前研究面臨的主要挑戰(zhàn)。

3 燃煤電廠大氣污染物排放特征

3.1 基于“自下而上”方法的大氣污染物排放量演變

過去20 a，國內(nèi)外學者與研究機構(gòu)將燃煤電廠作為單獨的排放源，基于不同的方法和數(shù)據(jù)建立了一系列大氣污染物排放清單。在這段時期內(nèi)，燃煤電廠是中國SO2、NOx和一次細顆粒物(PM2.5)最重要人為排放源之一，而對部分其他大氣污染物(例如CO和揮發(fā)性有機物)的排放貢獻占比相對較低；現(xiàn)行的火電廠排放標準中常規(guī)污染物也只包含了SO2、NOx和顆粒物。因此，以SO2、NOx和PM2.5三種污染物為對象，通過對比4個階段各研究中大氣污染物的排放總量與年際變化趨勢，分析不同階段中影響燃煤電廠排放的主要因素(圖2)。

在國內(nèi)外排放清單產(chǎn)品方面，選取了全球排放清單EDGAR(Emission Database for Global AtmosphericResearch)，亞洲排放清單REAS(Regional Emission Inventory in Asia)以及中國的多尺度排放清單MEIC(Multi-resolution Emission Inventory for China)；同時選取了中國電力行業(yè)發(fā)展報告以及多篇具有代表性的研究工作成果[11,25,30-35,43-50]。其中，由于CEMS信息獲取難度相對較大、數(shù)據(jù)龐雜對質(zhì)控要求更高，近年來基于CEMS研究大多針對單一年份進行。由于在“自上而下”的方法學中，衛(wèi)星反演的柱濃度無法直接區(qū)分出排放部門的變化，因此針對煤電行業(yè)排放的定量研究數(shù)量極少。

幾乎所有的排放清單都反映了PM2.5排放趨勢的一致性(圖2(a))，即在第1階段持續(xù)上升，在第2階段中開始呈現(xiàn)下降趨勢，并在2011年左右出現(xiàn)了新的峰值，隨后在治理力度加大的控制下排放持續(xù)降低。相對于其他結(jié)果，亞洲排放清單REAS對中國煤電行業(yè)PM2.5排放估計較高，可能是由于缺乏高效除塵設施應用率和去除效率信息所致。大多數(shù)研究對SO2排放年際變化趨勢的估計相似，大約在第2階段初期(2005—2006年)達到峰值，隨后開始下降(圖2(b))；NOx排放趨勢同樣顯示出了較好的一致性，在第3階段開始出現(xiàn)顯著的下降(圖2(c))。值得注意的是，全球排放清單EDGAR中，SO2和NOx中的排放趨勢與其他研究結(jié)果明顯不同，沒有體現(xiàn)出近年來排放迅速下降的特點，這可能是由于EDGAR缺乏中國燃煤電廠脫硫和脫硝控制進展情況的信息。此外，基于CEMS的排放結(jié)果大部分低于“自下而上”的研究結(jié)果，主要是由于以往排放因子數(shù)據(jù)(較早國內(nèi)外文獻及現(xiàn)場測試數(shù)據(jù))較少考慮超低排放改造對于排放的影響。

圖2 不同研究對我國2000—2020年燃煤電廠PM2.5，SO2和NOx排放量的估計Fig.2 Estimates of PM2.5，SO2 and NOx emissions from coal-fired power plants in China from 2000 to 2020 by different studies

全國排放清單MEIC估計2000—2004年煤電行業(yè)排放PM2.5由113萬t上升至140萬t[45](REAS年排放估計較MEIC高12.1%～67.3%)。自GB 13223—1996《火電廠大氣污染物排放標準》。

頒布實施后，燃煤電廠原先普遍應用的旋風除塵器、文丘里水膜除塵器與斜棒柵除塵器等因其除塵效率低，無法達到排放標準而遭到淘汰，高效靜電除塵器開始得到廣泛應用，1998年全國燃煤機組安裝ESP的比例超過75%[51]，除塵效率達到97%以上。但由于發(fā)電量的增加，PM2.5排放在第1階段仍呈緩慢增長趨勢。隨著第2階段GB 13223—2003標準中煙塵排放限值的加嚴，燃煤電廠的先進除塵技術(shù)進入快速規(guī)?；瘧脮r期，促進了PM2.5排放下降。電除塵器在燃煤電廠的應用在2010年前后達到峰值，占全國煤電機組的95%；同時電袋復合除塵和袋式除塵技術(shù)不斷改進。同時，“十一五”期間關(guān)停落后機組等措施也限制了污染物的排放?；跈C組的排放清單結(jié)果表明，2010年全國煤電行業(yè)PM2.5年排放量65萬～83萬t，相較2005年下降5.7%～53.6%[28-30,47,50]。2010年之后的第3，4階段，中國煤電行業(yè)的除塵技術(shù)形成了以高效電除塵器、電袋復合除塵器和袋式除塵器為主的格局，2015年安裝比例分別占全國煤電機組的68.3%，8.4%和23.3%；超低排放改造全面實施后，PM2.5排放量進一步下降，2020年MEIC排放清單中煤電行業(yè)PM2.5排放量約為20萬t，相較于歷史最高水平2004年下降85.7%[45]。CEMS信息能夠較好的反映超低排放改造成效(2019年燃煤電廠排放煙氣污染物小時平均質(zhì)量濃度達標率達97.7%)，基于CEMS數(shù)據(jù)，2014—2017年燃煤電廠PM2.5年排放量下降73.1%，與MEIC結(jié)果相比減少31.6%～80.0%[33-34]。

對于煤電行業(yè)SO2排放，第1階段污染防治政策和排放標準執(zhí)行相對寬松，例如在GB 13223—1996標準(具體限值如圖1所示)要求下，全國大部分電廠無需安裝FGD即可排放達標；截至2003年，全國FGD機組裝機容量僅占全國總量的4.5%。煤電行業(yè)煤炭消耗量的快速增加導致第1階段SO2排放顯著上升，大量研究結(jié)果表明，“十五”期間(2000—2005年)煤電行業(yè)SO2年排放量由810萬～1 080萬t上升至1 300萬～1 840萬t[11,30,45,50]。第2階段，中國燃煤電廠的煙氣脫硫進入了快速發(fā)展階段，石灰石-石膏濕法等FGD技術(shù)得以廣泛應用。據(jù)統(tǒng)計，2009年全國煙氣脫硫裝置的裝機容量占比增加到71.0%(4.6億kW)，國家通過調(diào)整脫硫電價的方式對安裝FGD設施的電廠進行財政補貼，為脫硫提供市場激勵政策。燃煤電廠SO2排放量迅速下降，部分研究計算2010年排放量730萬～930萬t，已低于2000年的水平。但在此期間，存在FGD投運成本較高、脫硫監(jiān)管力度不足等問題，部分電廠FGD并未全時滿負荷運行，削弱了污染控制成效[52-53]。第3階段和第4階段，隨著GB 13223—2011和超低排放限值的執(zhí)行，所有燃煤機組要求必須安裝脫硫設施，綜合脫硫效率達到85%以上。以MEIC結(jié)果為例，2015和2020年煤電行業(yè)SO2排放量分別為390萬和120萬t，較2010年減少49.4%和84.4%?；贑EMS數(shù)據(jù)，2014—2017年燃煤電廠SO2平均排放因子為0.01～2.60 kg/t(標準煤)，3 a間年排放量下降65.2%；與 MEIC結(jié)果相比，年排放量減少13.8%～69.5%[30-34]。

中國對于NOx控制落后于SO2。雖然早在20世紀80年代就開始應用鍋爐低NOx燃燒器(LNB)，但2011年之前相對寬松的排放標準并未強制煤電行業(yè)應用煙氣脫硝設施。截至2011年初，全國僅有200余燃煤機組配置和運行了煙氣脫硝裝置，所占裝機容量比例僅為14%?，F(xiàn)場測試結(jié)果表明，在未使用煙氣脫硝情況下，煤粉爐NOx排放因子受裝機容量、燃料類型和燃燒器布置方式影響較大，平均值大體在4.0～11.0 kg/t(標準煤)；其中，LNB技術(shù)對NOx實際去除率僅為40%左右[54]。由于燃煤過程中排放的大量NOx屬于熱力型(即由空氣中N2和O2反應生成)，第2階段燃煤效率的提升對于NOx排放控制的作用并不明顯，NOx排放隨火力發(fā)電量上升而迅速增加[55]。不同研究結(jié)果表明，2000—2011年煤電行業(yè)NOx排放量由340萬～470萬t增加至950萬～1 130萬t?！笆濉币?guī)劃首次對NOx提出了全國排放總量削減10%的要求，規(guī)定現(xiàn)役機組全部進行低氮燃燒改造，裝機容量大于300 MW的燃煤機組必須安裝脫硝裝置。燃煤機組脫硝技術(shù)形成了煤粉爐以LNB+SCR為主、循環(huán)流化床鍋爐以LNB+SNCR為主的格局；2014年燃煤機組煙氣脫硝裝置的安裝比例上升至83.2%[45]。大量研究表明，煤電行業(yè)NOx排放在2011年出現(xiàn)拐點； MEIC和REAS排放清單分別估計2015年排放量較2010年下降了31.2%和41.1%，達到680萬和510萬t。2015年后，隨著超低排放改造的推進，煤電行業(yè)NOx排放量持續(xù)降低，MEIC排放清單中2020年排放量下降至370萬t，較2015年減少26.5%[45]。基于CEMS數(shù)據(jù)，2014—2017年燃煤電廠NOx平均排放因子為0.03～2.80 kg/t(標準煤)，3 a間排放量下降了59.5%；與MEIC結(jié)果相比，年排放量減少24.0%～79.6%[33-34]。

我國西電東送的國家戰(zhàn)略規(guī)劃將不同省份劃分為東部發(fā)達地區(qū)(包括北京、天津、河北、上海、江蘇、安徽、浙江和廣東；西部包括新疆、西藏、青海、甘肅、寧夏、內(nèi)蒙古、陜西、山西、四川、貴州、云南、廣西)和西部能源供應地區(qū)，其中西部能源供應地區(qū)主要包括新疆、西藏、青海、甘肅、寧夏、內(nèi)蒙古、陜西、山西、四川、貴州、云南、廣西12個省份/自治區(qū)，東部發(fā)達地區(qū)包括北京、天津、河北、上海、江蘇、安徽、浙江和廣東8個省份/直轄市。

MEIC排放清單結(jié)果表明，2000—2020年，東部發(fā)達地區(qū)煤電行業(yè)PM2.5，SO2和NOx排放占比分別由32.2%，29.2%，38.3%下降至27.0%，16.0%，29.5%，而西部能源供應地區(qū)相應占比分別由26.4%，36.8%，25.7%提升至34.8%，54.0%，36.2%(圖3)。這一結(jié)果反映了我國煤電行業(yè)產(chǎn)能與污染物排放地區(qū)分布的時間變化過程，一方面揭示其逐漸由高電力需求區(qū)域向高能源富集區(qū)域轉(zhuǎn)移的特征，另一方面也體現(xiàn)了我國東部大氣污染相對嚴重地區(qū)的煤電行業(yè)排放控制成效。

圖3 西電東送戰(zhàn)略涉及東、西部省級行政區(qū)煤電SO2， NOx和PM2.5排放占比(數(shù)據(jù)來源于MEIC)Fig.3 Fractions of SO2，NOx and PM2.5 emissions of coal-fired power plants by eastern and western provincial-level administrative regions involved in the West-to-East Power Transmission Project for typical years (Data source：MEIC)

2000—2020年間，我國電力行業(yè)大氣污染物排放量占全國人為源總排放量呈先上升后下降的趨勢。MEIC數(shù)據(jù)結(jié)果表明，2020年電力行業(yè)PM2.5，SO2和NOx排放量占人為源總排放比例分別為3.4%，15.4%和18.9%，顯著低于歷史最高水平(2004年的10.9%，53.1%和34.5%，圖4(a))。當前，我國提出“碳達峰、碳中和”目標，對煤電行業(yè)清潔化和低碳化水平提出了更高要求。2000—2020年，我國煤炭發(fā)電量占比由82.3%下降至71.2%，但與歐美等發(fā)達國家相比，煤電的占比仍相對較高。未來我國新能源的裝機容量比重將不斷提升，2060年預計將達到93.6%(圖4(b))[3,13,59]?？梢灶A見，煤電行業(yè)大氣污染物的排放量及其占比將會持續(xù)減少。

圖4 煤電排放的污染物占全行業(yè)排放的比例及不同來源的發(fā)電裝機容量占比Fig.4 Proportions of air pollutants emissions from coal-fired power plants to total anthropogenic emissions and proportion of installed capacity by primary energy type in China

3.2 基于“自上而下”的燃煤電廠排放特征

基于“自上而下”方法發(fā)展起步較晚，在第2階段(污染緩和階段)的中后期開始逐步應用于煤電行業(yè)大氣污染物排放的研究中，通常是通過衛(wèi)星柱質(zhì)量濃度的變化來反映或檢驗燃煤電廠排放變化，或結(jié)合化學傳輸模式量化典型污染物(主要是NOx和SO2)的排放水平。早期的研究中，ZHANG等通過對比發(fā)現(xiàn)“自下而上”的NOx排放和基于衛(wèi)星的NO2柱質(zhì)量濃度在時間演變和空間分布上表現(xiàn)出廣泛的一致性[57]，進一步證實了來自美國宇航局Aura衛(wèi)星上的臭氧檢測儀(OMI)能夠在我國偏遠地區(qū)識別新建設的大型燃煤電廠排放[23]。類似地，WANG等在隨后研究中發(fā)現(xiàn)在NOx排放源干擾較少的情況下，OMI具有追蹤燃煤電廠NOx變化的能力；并結(jié)合大氣化學傳輸模式GEOS-Chem，發(fā)現(xiàn)2007 年內(nèi)蒙古和華北地區(qū)新建電廠分別貢獻了當年平均NO2柱質(zhì)量濃度的18.5%和10.0%[40]。隨著研究的深入，WANG等和LIU等分別基于OMI觀測的SO2與NO2柱質(zhì)量濃度，應用改進的高斯模型對全國26家電廠周圍的SO2排放量，以及全國48個城市的NOx排放進行了定量評估。結(jié)果表明2005—2012年間全國燃煤電廠的平均SO2去除效率(56.0% ) 大大低于這 26 家發(fā)電廠的官方報告 (74.6%)，說明早期較為薄弱的監(jiān)管使得中國燃煤機組運行FGD帶來的SO2實際減排量低于預期[41]；NOx排放量在2005—2011年和2011—2015年分別增加了52%和下降了21%，且2011年后排放的下降主要歸因于火電行業(yè)的減排[37]。除了應用于燃煤電廠大氣污染物排放變化與定量的研究，衛(wèi)星數(shù)據(jù)也被用于檢驗和評估燃煤電廠中CEMS監(jiān)測數(shù)據(jù)的可靠性與準確性。Karplus等發(fā)現(xiàn)，在執(zhí)行GB 13223—2011標準后，CEMS和衛(wèi)星數(shù)據(jù)均顯示SO2的排放質(zhì)量濃度呈下降趨勢，但衛(wèi)星數(shù)據(jù)估計的降幅小于CEMS的降幅，且部分地區(qū)衛(wèi)星數(shù)據(jù)顯示燃煤電廠SO2排放濃度并未有大幅下降[58]。因此，該研究建議在執(zhí)行標準同時，建立健全鼓勵機制，督促電廠上報精確完整的排放數(shù)據(jù)，并給予電廠更多調(diào)整的時間。在最近的一項研究中，ZHENG等構(gòu)建了融合衛(wèi)星遙感觀測資料和“自下而上”排放源信息的動態(tài)排放反演技術(shù)，通過衛(wèi)星柱質(zhì)量濃度校正“自下而上”NOx排放清單的部門分布，結(jié)果表明2019年NOx排放下降主要是受火電和工業(yè)行業(yè)驅(qū)動[59]。

4 結(jié)語與展望

煤電是煤炭消耗量和大氣污染物產(chǎn)生量最大的行業(yè)。為遏制污染物排放，我國在過去20 a實施日益嚴格的排放標準和控制政策，不斷推動發(fā)電效率的提升和末端控制技術(shù)的進步。目前我國燃煤電廠煙氣治理水平技術(shù)處于世界領先水平，三大常規(guī)污染物(PM2.5，SO2和NOx)排放量穩(wěn)步下降，為中國空氣質(zhì)量改善做出了巨大貢獻。2000—2020年，煤電行業(yè)PM2.5排放由百萬噸級下降至十萬噸級，SO2和NOx排放由千萬噸級下降至百萬噸級。未來在提高非化石能源利用占比的同時，應進一步推動煤炭發(fā)電清潔化和低碳化，充分發(fā)揮其在電力安全和供應保障中的基礎性作用。一方面，持續(xù)強化煤炭清潔利用和提升煤炭燃燒效率，優(yōu)化完善塵、硫、氮、汞多污染物協(xié)同高效凈化技術(shù)；另一方面，研發(fā)可靠、安全的碳捕集、利用和封存(Carbon capture，usage and storage)技術(shù)并推動其廣泛應用。通過上述措施，持續(xù)降低大氣污染物和溫室氣體排放強度，實現(xiàn)減污降碳、協(xié)同增效目標。