中國燃煤電廠履行《關(guān)于汞的水俁公約》的差距與展望

吳清茹?趙子鷹?楊帆?劉開云?王書肖

摘要 燃煤電廠是全球最主要的大氣汞排放源之一，也是《關(guān)于汞的水俁公約》（以下簡稱《公約》）的大氣重點管控源?！豆s》自2017年8月16日正式對中國生效，意味著中國燃煤電廠必須嚴格按照《公約》相關(guān)規(guī)定開展履約工作。本研究通過分析《公約》對大氣汞排放的核心管控要求，并基于文獻和數(shù)據(jù)調(diào)研確定了中國燃煤電廠大氣汞排放控制現(xiàn)狀，從而探索中國燃煤電廠在大氣汞排放清單編制以及大氣汞排放管控措施等工作的履約差距和需求，以期為燃煤電廠大氣汞排放履約提供支撐。研究結(jié)果表明，無論是排放清單編制還是大氣汞的管控措施均與公約要求存在一定差距。在排放清單方面，中國尚未編制燃煤電廠的國家排放清單?？紤]到當(dāng)前煙氣汞實測數(shù)據(jù)的缺乏，短期內(nèi)建議采用估算法開展國家清單編制。通過建立相對完善的污染物釋放轉(zhuǎn)移登記制度、推進燃煤汞含量參數(shù)庫和污染控制設(shè)備脫汞效率參數(shù)庫的建立，開展排放清單的編制和動態(tài)更新。未來采用實測數(shù)據(jù)進行清單校驗應(yīng)推動煙氣汞排放的監(jiān)管、加強標準方法配套的國產(chǎn)采樣設(shè)備的評估和改進、以及提高檢測人員的測試能力。相關(guān)來源的篩選原則建議優(yōu)先采用設(shè)備規(guī)模這項原則，未來可進一步考慮采用將設(shè)備規(guī)模和設(shè)備的汞排放量相結(jié)合的原則。在排放管控方面，現(xiàn)有管控現(xiàn)狀與《公約》提出的五大可選措施仍存在差距。建議明確燃煤電廠總量控制目標，短期內(nèi)應(yīng)重點考慮相對目標或控制增速的目標，長期發(fā)展可采用絕對目標;提出各階段的具體管控措施，從替代性措施和控制技術(shù)應(yīng)用兩方面控制大氣汞排放;推動燃煤電廠大氣汞排放限值的修訂，確定分別針對新建和現(xiàn)有燃煤電廠的排放限值;強化多污染物控制技術(shù)的協(xié)同脫汞效果并提高技術(shù)的穩(wěn)定性，同時開展高效低價專門脫汞技術(shù)的研發(fā)，以期為電廠大氣汞污染控制做技術(shù)儲備。

關(guān)鍵詞 燃煤電廠;大氣汞排放;《關(guān)于汞的水俁公約》

中圖分類號 X323 ? 文獻標識碼 A ?文章編號 1002-2104（2019）10-0052-09 ?DOI：10.12062/cpre.20190515

自改革開放以來，中國燃煤電廠在國民經(jīng)濟發(fā)展歷程中扮演著不可替代的角色。然而，快速的能源消費也帶來了嚴峻的環(huán)境問題。燃煤電廠是大氣污染物的重要排放源之一，不僅面臨國內(nèi)大氣污染管控的挑戰(zhàn)，同時也承擔(dān)著國際公約履約的責(zé)任。2017年8月16日，《關(guān)于汞的水俁公約》（以下簡稱《公約》）正式對中國生效[1-2]。燃煤電廠是《公約》排放條款附錄D中的五個重點大氣汞排放源之一。這意味著中國燃煤電廠必須嚴格按照《公約》大氣汞排放的相關(guān)要求開展履約工作?；诖耍疚膹娜济弘姀S大氣汞的來源及控制、《公約》對大氣汞排放的相關(guān)要求出發(fā)，結(jié)合中國燃煤電廠污染防治現(xiàn)狀，提出了燃煤電廠大氣汞排放履約的差距與展望。

1 燃煤電廠大氣汞的來源與控制

燃煤電廠是全球僅次于小手工煉金的大氣汞排放源[3]。2010年全球燃煤電廠大氣汞排放量為316 （204～452） t，約占全球大氣汞排放總量的16.1%[3]。此外，在所有的大氣汞排放部門中，燃煤電廠幾乎遍布各個締約方，具有全球普遍的關(guān)注度。因此，《公約》附件D將燃煤電廠列為五個大氣汞排放重點管控源之首。包括中國在內(nèi)的各個締約方需按照公約要求，編制燃煤電廠大氣汞排放履約行動計劃并采取措施控制其排放。根據(jù)已有研究，中國燃煤部門大氣汞排放約占全國大氣汞排放的47%，其中燃煤電廠的排放占燃煤部門的39%[4]。因此，燃煤電廠也是中國大氣汞的重點排放源和管控源。中國燃煤電廠大氣汞履約行動計劃的編制不僅有助于指導(dǎo)燃煤電廠大氣汞排放的控制，也對其他大氣汞排放重點管控源有重要指導(dǎo)意義。

確定燃煤電廠大氣汞排放控制的差距與展望，需要建立在充分了解燃煤電廠汞的來源與現(xiàn)有控制的基礎(chǔ)上。燃煤電廠排放的大氣汞源自煤炭中汞的輸入[5]。煤炭汞含量是影響燃煤電廠汞輸入的重要因素之一。2000年以來的研究成果顯示，不同研究得到的中國原煤的汞含量均值基本上在0.15～0.22 mg/kg的范圍，總體上為低汞煤（0.15～0.25 mg/kg）[5]。從區(qū)域分布看，新疆等地為特低汞煤（小于0.15 mg/kg），西南地區(qū)有一定比例的中高汞煤[5-6]。從煤種上看，褐煤的汞含量最高，約為0.280 （0.030～1.527 mg/kg）[5]。煙煤、亞煙煤和無煙煤的汞含量相對比較接近，分別為0.147 （0.009～1.134） mg/kg、0.145 （0.008～2.248） mg/kg和0.150 （0.009～0.541） mg/kg[5]。《公約》締約方大會第一次會議審議通過的《關(guān)于最佳可得技術(shù)（Best available technology， BAT）和最佳環(huán)境實踐（Best environmental protection， BEP），同時亦考慮到新來源與現(xiàn)有來源之間的任何差異，并最大限度減少跨介質(zhì)影響的必要性的指導(dǎo)意見》（以下簡稱《BAT/BEP導(dǎo)則》）[7]中，對全球主要國家煤炭中的汞含量進行匯總和分析。對比發(fā)現(xiàn)，中國原煤的汞含量與美國、巴西、羅馬尼亞等國相當(dāng)[7]。除本國生產(chǎn)的原煤外，中國消費的原煤大約有5.1%（2015年數(shù)據(jù)）左右需要通過進口[8]。海關(guān)數(shù)據(jù)顯示，印度尼西亞、澳大利亞、朝鮮、俄羅斯、蒙古、越南和朝鮮是中國最主要的煤炭進口國[9]。其中，越南煤炭的汞含量（均值約0.348 mg/kg）相對較高[7]。因此，源頭減排是減少燃煤電廠大氣汞排放的重要措施。

?煤中的汞主要以汞硫鍵的形式存在[10-11]。據(jù)估計，洗煤過程有0%～60%的脫汞效率[12]。然而，中國燃煤電廠的洗煤率僅有2%左右[13]。因此，電廠通過使用洗煤減少汞的輸入將具有一定的減排潛力。在鍋爐高溫燃燒的條件下，汞硫鍵斷裂，99%以上的汞隨之以氣態(tài)元素汞（Elemental gaseous mercury， Hg0）的形式釋放到煙氣中[14]。釋放到煙氣中的汞可被氯化氧化為氣態(tài)氧化汞（Gaseous oxidized mercury， Hg2+）或在飛灰的表面發(fā)生催化氧化。Hg2+吸附到飛灰表面形成顆粒汞（Particulatebound mercury， Hgp）。煙氣中的汞隨之進入一系列的大氣污染控制設(shè)施中，并在這些污染控制設(shè)施中發(fā)生汞的氧化還原反應(yīng)和脫除。燃煤電廠大氣污染控制設(shè)施主要包括脫硝、除塵和脫硫設(shè)施。脫硝設(shè)施普遍采用選擇性催化還原技術(shù)（Selective catalytic reduction technology， SCR）。SCR催化劑能夠?qū)g0催化氧化為Hg2+，轉(zhuǎn)化率達到30%～80%[14-16]。少量的Hg2+能夠吸附在顆粒物上轉(zhuǎn)化為Hgp。然而，SCR本身沒有副產(chǎn)物的產(chǎn)生，因此對汞并沒有脫除效果。但是，其對汞的氧化作用能夠促進汞在除塵和脫硫設(shè)施中的脫除，從而提高污染控制設(shè)施組合的整體脫汞效率。除塵設(shè)施一般包括靜電除塵器（Electrostatic precipitator， ESP）、低低溫電除塵器（Lowtemperature electrostatic precipitator， LTESP）、布袋除塵器（Fabric filter， FF）、濕式電除塵器（Wet electrostatic precipitator， WESP ）和電袋復(fù)合除塵器（ESPFF）。汞在除塵設(shè)施中發(fā)生復(fù)雜的氧化還原反應(yīng)并主要以Hgp的形式被除塵設(shè)施所脫除。研究表明，ESP和FF的脫汞效率分別為4%～43%和9%～86%[5， 14， 16-19]。不同企業(yè)的測試結(jié)果存在較大的差異。WESP、LTESP和ESPFF為近年來煤電用來超低排放改造的除塵新設(shè)施，但是，這些設(shè)施的協(xié)同脫汞效果目前還缺乏足夠的評估。脫硫設(shè)施包括石灰石濕法脫硫、海水脫硫、干法脫硫等。燃煤電廠目前主要采用濕法脫硫設(shè)施（WFGD）。WFGD能夠有效脫除煙氣中的Hg2+和Hgp。然而，燃煤電廠煙氣進入WFGD時往往已經(jīng)經(jīng)過高效除塵，Hgp的濃度非常低。因此，現(xiàn)場測試往往表現(xiàn)為Hg2+的降低，而Hgp沒有顯著變化。2005年以來，國家頒布了一系列的節(jié)能減排措施，這些措施也推動燃煤電廠開展了一系列的環(huán)保改造，一定程度上有助于控制中國燃煤電廠大氣汞排放量的增長，間接服務(wù)于中國燃煤電廠履行《公約》的相關(guān)要求。

2 《公約》對大氣汞排放的要求

《公約》第八條明確了大氣汞排放源控制的核心要求。主要包括三個方面：一是制訂國家計劃;二是制定排放清單;三是采取措施控制排放。需要說明的是，燃煤電廠還涉及汞向水土的釋放、公共信息等其他條款。本文重點研究涉及排放的條款。

2.1 編制國家計劃

《公約》提出締約方制訂國家計劃，并在“公約對該締約方生效4 a內(nèi)”提交締約方大會。該計劃需設(shè)定“為控制排放而采取的各項措施及其預(yù)計指標、目標和成果”。燃煤電廠國家行動計劃的制定需要充分考慮該行業(yè)在國內(nèi)外的管控現(xiàn)狀及發(fā)展趨勢、該行業(yè)未來在中國的發(fā)展特征、大氣汞排放特征與趨勢、未來技術(shù)的可得性等相關(guān)信息，從而確保行動計劃能夠在滿足國家發(fā)展的方針政策的基礎(chǔ)上，有效引領(lǐng)國內(nèi)大氣汞污染的控制并履行《公約》的相關(guān)要求。

2.2 建立國家排放清單

《公約》要求締約方在《公約》對其生效之日起“5 a內(nèi)建立并于嗣后保存”相關(guān)來源排放清單。相關(guān)來源包括新來源也包括現(xiàn)有來源，是締約方根據(jù)《公約》締約方大會第一次會議審議通過的《關(guān)于締約方可依照第8條第2（b）款制定的標準的指導(dǎo)意見》[20]篩選的涵蓋該類排放源排放量至少75%的點源。其中，新來源指的是“公約對該締約方生效之日起一年后建造或重大改造工程始于該日期后的排放源”;現(xiàn)有來源是指“不屬于新來源的任何相關(guān)來源”。

2.3 采取措施控制源排放

《公約》第八條分別為新來源和現(xiàn)有來源管控的時間及措施提出了不同要求（圖1）。其中，新來源需要在公約生效之日起5 a內(nèi)采用BAT/BEP或排放限值“控制并在可行時減少”大氣汞排放。對于現(xiàn)有來源，除針對新來源的兩項措施外，還可以選擇量化目標、多污染物控制戰(zhàn)略和替代性措施。然而需要注意的是，對現(xiàn)有來源“需要盡快但不遲于公約對該締約方生效之日起10 a內(nèi)采取措施進行控制”。此外，公約雖然并未確定排放限值的具體數(shù)值，但是對排放限值仍有明確的要求。新來源排放限值要求必須是能夠“符合BAT技術(shù)”的排放限值，現(xiàn)有來源則要求“控制并于可行時減少來自相關(guān)來源排放”。因此，若采用排放限值進行管控，需要對排放限值的具體取值進行科學(xué)合理的評估。

圖1 大氣汞排放源控制措施考慮到建立排放清單和明確管控措施均是國家行動計劃的重要組成部分。因此，本文重點針對排放清單和控制措施兩個方面進行分析。

3 燃煤電廠履約差距與需求

3.1 國家排放清單編制的履約差距與需求

3.1.1 國家排放清單編制的履約差距

燃煤電廠大氣汞排放清單的編制主要有實測法和估算法兩種。

實測法是通過收集各個企業(yè)的排放數(shù)據(jù)后進行匯總，從而編制國家排放清單。實測法在中國開展起來存在較大的困難。主要體現(xiàn)在兩個方面。一是監(jiān)測能力不足。中國燃煤電廠煙氣汞測試標準方法《固定污染源廢氣 氣態(tài)汞的測定 活性炭吸附/熱裂解原子吸收分光光度法 （HJ 917-2017）》于2018年4月份正式實施。《固定污染源廢氣 總汞的測定 冰浴吸收瓶采樣-冷原子吸收分光光度法》目前也已進入報批階段。清華大學(xué)在標準修訂過程中，對國產(chǎn)設(shè)備和進口設(shè)備的測試結(jié)果進行對比分析，發(fā)現(xiàn)目前國產(chǎn)和進口設(shè)備的測試結(jié)果基本上在可控誤差范圍內(nèi)（圖2）。然而，煙氣汞由于其濃度低、受背景干擾大等問題，其采樣和分析過程對測試人員的要求非常高。除少數(shù)科研機構(gòu)和監(jiān)管部門外，大部分的監(jiān)測人員在煙氣汞監(jiān)測過程中的質(zhì)量控制仍有待提高。二是監(jiān)管力度不足。煙氣汞濃度監(jiān)測尚未列入大氣污染物常規(guī)檢測項目中。目前的采樣方法也只規(guī)定了采樣時間不少于30 min，對測試樣品的數(shù)量、監(jiān)測頻次等均沒有相關(guān)的要求。若煙氣汞濃度存在較大的波動，則測試結(jié)果的代表性將有可能被質(zhì)疑。因此，直接采用實測數(shù)據(jù)建立燃煤電廠大氣汞排放清單仍然存在很大的難度。

圖2 煙氣汞測試設(shè)備性能比對估算法是基于質(zhì)量守恒的原理，通過確定燃煤的汞輸入和污染控制設(shè)施的脫除效果后，基于排放模型計算最終排放的大氣汞量。估算法是目前國內(nèi)外普遍采用的替代方法[1， 3-4， 21-22]，但是研究的精度有所不同。AMAP/UNEP[3]給出的是中國的排放量，Wu等[1， 21]和Zhang等[4]計算的是中國各?。òㄗ灾螀^(qū)和直轄市）的排放清單，而Liu等[22]等所得到的是中國各個燃煤電廠的排放量。但是，由于缺乏各個電廠燃煤汞含量的數(shù)據(jù)，Liu等[22]采用各個省份的燃煤汞含量均值作為該省電廠的燃煤汞含量，未考慮省內(nèi)電廠間燃煤汞含量的差異。此外，由于缺乏部分污染控制設(shè)施脫汞效率的測試數(shù)據(jù)，研究對部分缺失數(shù)據(jù)進行了假設(shè)。按照估算法的要求，要獲得較為接近行業(yè)現(xiàn)狀的排放清單，需要考慮到每個電廠燃煤消耗量、燃煤汞含量、污染控制設(shè)施類型以及污染控制設(shè)施組合的脫汞效率等參數(shù)。中國目前企業(yè)燃煤消費量和污染控制設(shè)施類型數(shù)據(jù)主要由行業(yè)協(xié)會和國家監(jiān)測總站掌握，但是存在數(shù)據(jù)不完全匹配的情況。燃煤汞含量數(shù)據(jù)主要由部分研究機構(gòu)掌握。由于汞不是影響生產(chǎn)工藝的要素，且企業(yè)缺乏將汞作為污染物進行考慮并予以控制的認識，大部分燃煤電廠沒有燃煤中汞含量的測試數(shù)據(jù)。此外，由于缺乏煙氣汞測試能力，大部分企業(yè)未了解自身污染控制設(shè)施的煙氣脫汞效率。已報道的污染控制設(shè)施組合的脫汞效率主要來自科研院所（表1），測試數(shù)據(jù)相對比較有限。此外，2010年之后，中國燃煤電廠污染控制設(shè)施組合發(fā)生了非常顯著的變化。從2010年以ESP+WFGD為主導(dǎo)的控制技術(shù)發(fā)展[1]到2015年以SCR+ESP+WFGD為主要技術(shù)[23]（圖3）。之后，超低排放的要求推動SCR+LTESP/ESPFF+WFGD和SCR+ WFGD+WESP成為主流技術(shù)（圖3）。然而，目前中國超低排放燃煤電廠的測試結(jié)果相對有限。

3.1.2 國家排放清單編制的需求

考慮到采用實測法開展燃煤電廠國家排放清單的編制仍然存在很大的困難，即使是在實行了多年有毒物質(zhì)釋放清單制度的美國，也沒能都以實測數(shù)據(jù)為基礎(chǔ)編制國家排放清單。因此，中國燃煤電廠國家排放清單從無到有的工作，將主要依托估算法實現(xiàn)。但是，采用估算法仍需要解決以下問題。其一，從制度上完善數(shù)據(jù)收集途徑。美國、日本等發(fā)達國家目前已經(jīng)建立了相對完善的污染物釋放轉(zhuǎn)移登記制度（Pollutant Release and Transfer Register， PRTR）。該制度要求企事業(yè)掌握并計算本單位向環(huán)境介質(zhì)排放的指定污染物的量以及隨固體廢棄物轉(zhuǎn)移的量，并定期向指定的行政管理部門報告。因此，用于清單計算的基礎(chǔ)信息，如企業(yè)地理位置、燃煤消費量、污染控制設(shè)施往往已

圖3 中國燃煤電廠大氣污染控制設(shè)施的變化趨勢形成動態(tài)更新數(shù)據(jù)庫。若汞未被列入PRTR指定的污染物范圍內(nèi)，只需補充原料、副產(chǎn)品和廢物的汞含量信息的登記;若汞已納入，則國家污染物排放和釋放清單可直接從這個平臺上生成。以燃煤電廠為代表的大氣汞清單的編制應(yīng)納入國家污染物排放清單編制的頂層設(shè)計中。未來在建立中國PRTR制度的過程中，應(yīng)考慮估算大氣汞排放和釋放所需的參數(shù)庫。其二，從政策上加強燃煤汞含量的測定。燃煤汞含量是決定電廠大氣汞排放量最為關(guān)鍵的參數(shù)之一。美國PRTR制度中要求燃煤電廠登記燃煤汞含量。日本雖然不要求電廠登記燃煤汞含量，但要求原煤采選企業(yè)登記原煤汞含量，在此基礎(chǔ)上，通過物質(zhì)流向也可估算各個電廠燃煤汞含量?？紤]計算的時間成本，建議將燃煤汞含量測試納入燃煤電廠日常煤質(zhì)測試中并在PRTR平臺中進行登記。其三，從科研上完善脫汞效率等參數(shù)庫的建立?？山M織監(jiān)測能力強的單位對代表性污染控制設(shè)施組合開展現(xiàn)場測試，建立污染控制設(shè)施脫汞效率數(shù)據(jù)庫，從而服務(wù)于燃煤電廠點源排放清單的編制和未來的動態(tài)更新。未來大氣汞排放清單仍需實測數(shù)據(jù)進行校驗。因此，應(yīng)推動煙氣汞排放的監(jiān)管，將煙氣汞濃度監(jiān)測列入大氣污染物常規(guī)檢測項目中，對測試樣品的數(shù)量、監(jiān)測頻次等提出相關(guān)的要求，提高檢測人員的測試能力。

在國家清單的基礎(chǔ)上，需進一步篩選排放量至少占75%的相關(guān)來源?！蛾P(guān)于締約方可依照第8條第2（b）款制定的標準的指導(dǎo)意見》[20]中給出了五個篩選原則：①設(shè)備規(guī)模;②設(shè)備的汞排放量以及目標排放源在該類源總排放量中所占的比例;③設(shè)備年限或設(shè)備所用污染控制技術(shù)的年限;④設(shè)備所在地區(qū);⑤設(shè)備內(nèi)任何其他污染控制設(shè)施。該指導(dǎo)意見建議采用其中一個或多個原則來確定相關(guān)來源。考慮到當(dāng)前統(tǒng)計數(shù)據(jù)的現(xiàn)狀及清單估算存在的不確定性，目前建議優(yōu)先以采用設(shè)備規(guī)模這項原則為宜。隨著排污許可證制度的實施、監(jiān)測能力的提高、以及排放標準細化的可能性，可進一步考慮采用將設(shè)備規(guī)模和設(shè)備的汞排放量相結(jié)合的原則。由于中國目前主要采用排放限值進行排放量的控制，為避免爭議，不排除將所有的企業(yè)納入相關(guān)來源名錄中。

3.2 大氣汞排放管控措施的履約差距與需求

3.2.1 大氣汞排放管控措施的履約差距

對于新來源，《公約》提供了兩種管控措施要求。一 是采用BAT/BEP。中國于2017年頒布了《燃煤電廠污染防治最佳可行技術(shù)指南（HJ 2301-2017）》。該技術(shù)指南的煙氣污染控制技術(shù)部分主要是為了實現(xiàn)顆粒物、二氧化硫和氮氧化物分別達到10、35和50 mg/m3的超低排放要求而制定的，指南中對控制技術(shù)的協(xié)同脫汞效果的評估比較有限，也未評估專門脫汞技術(shù)在中國的適用性。二是采用能夠 “符合BAT技術(shù)”的排放限值控制新來源大氣汞排放。聯(lián)合國環(huán)境署《BAT/BEP導(dǎo)則》[7]相關(guān)案例的煙氣汞濃度基本上都在4 μg/m3以下，大部分在1 μg/m3左右[7]。歐盟2017年頒布決議草案（（EU）2017/1442）中[24]，根據(jù)煤種和機組類型的不同對BAT對應(yīng)的排放限值進行了細分，普遍在10 μg/m3以下（表2）。中國《火電廠大氣污染物排放標準（GB 13223-2011）》[25]給出的排放限值為30 μg/m3，與《BAT/BEP導(dǎo)則》中的技術(shù)能夠?qū)崿F(xiàn)的排放濃度和歐盟新頒布的草案仍然有一定的差距。

對于現(xiàn)有來源，《公約》提出了五種控制措施要求，締約方可根據(jù)國家發(fā)展的情況選擇其中的一種或者幾種。一是制定控制排放的量化目標。中國燃煤電廠目前尚未制定排放控制的量化目標。二是采用“控制并于可行時減少來自相關(guān)來源排放”的排放限值。對2005年以來公開發(fā)表的燃煤電廠大氣汞排放測試結(jié)果進行統(tǒng)計[14-15， 30-41]，發(fā)現(xiàn)中國燃煤電廠現(xiàn)有排放限值遠遠高于企業(yè)的實際排放濃度（圖4）;在開展超低改造的測試企業(yè)進行的有限測試數(shù)據(jù)表明，超低改造后，燃煤電廠的大氣汞排放濃度均在1 μg/m3以下。由于現(xiàn)有排放限值過高，無法起到大氣汞排放的實際控制作用。即便將電廠排放限值由30 μg/m3降低到15 μg/m3，短期內(nèi)存在排放總量上升的風(fēng)險[23]。此外，與美國、加拿大、日本等國家相比[27-29]，中國排放限值不僅遠寬松于其他國家，而且也沒有從煤種、機組規(guī)模等角度對排放限值進行細化（表2）。因此，需對中國現(xiàn)有的煙氣汞排放標準進行修訂。三是采用BAT/BEP。現(xiàn)有來源采取此措施存在與新來源類似的問題。四是采用多污染物控制措施。隨著中國大氣污染防治工作的推進，燃煤電廠煙氣中常規(guī)污染物逐步實現(xiàn)超低排放的要求。部分研究表明[36]，超低改造可以促進煙氣中汞的協(xié)同去除（表1）。但是目前測試結(jié)果比較有限，需要對超低改造后的污染控制設(shè)施的協(xié)同脫汞效果的有效性和穩(wěn)定性進行充分評估。五是替代性措施。能源結(jié)構(gòu)調(diào)整及降低煤耗等節(jié)能措施，間接也推動燃煤電廠大氣汞排放的減量，但是目前尚未對該措施的大氣汞減排空間進行評估。

排放管控的最終目標是實現(xiàn)排放總量的有效控制甚至削減。因此，總量控制目標是最直接有效的方式。但是，《公約》并沒有直接要求采用總量控制目標的方式，很大原因是考慮到締約方國情差異。因此，《公約》同時提供了其他四種間接控制的方式。其中，排放限值的制定和加嚴可促進控制技術(shù)的使用，從而控制企業(yè)的排放;BAT/BEP和多污染物控制則直接要求企業(yè)采用相關(guān)控制技術(shù);替代性措施則是從政策上促進電力行業(yè)的結(jié)構(gòu)調(diào)整，從源頭上減少燃煤的使用。因此，中國燃煤電廠未來大氣汞管控應(yīng)從政策上和技術(shù)上同步進行。

一方面，政策仍有待完善。其一，明確未來燃煤電廠大氣汞管控的控制目標。中國燃煤電廠由于提高了單位煤耗率，燃煤消費量增長趨于平緩。但是，考慮到裝機容量仍處于增長趨勢[42]（圖5），短期內(nèi)大氣汞排放量存在上升的風(fēng)險。因此，短期內(nèi)應(yīng)重點考慮相對目標或控制增速的目標。長期內(nèi)，隨著中國碳排放相關(guān)措施的實施，燃煤電廠燃煤消費量將進一步下降，從而推動大氣汞的減排，因此長期發(fā)展可采用絕對目標。其二，確定燃煤電廠分階段管控措施。短期內(nèi)總量控制目標的實現(xiàn)將主要依靠電廠多污染物控制技術(shù)的使用。長期發(fā)展一是需要推動替代性措施的實施，特別是需要與煤炭發(fā)展規(guī)劃、洗煤措施的應(yīng)用程度等因素統(tǒng)籌考慮;二是需要推動專門脫汞技術(shù)的研發(fā)和在新建燃煤電廠及在使用高汞煤電廠的應(yīng)用。其三，推動燃煤電廠大氣汞排放限值的修訂，確定分別針對新建和現(xiàn)有燃煤電廠的排放限值，從煤種、機組規(guī)模等角度對現(xiàn)有排放限值進行細化。

圖5 中國燃煤電廠發(fā)展現(xiàn)狀另一方面，技術(shù)仍有待進步。其一，多污染物控制技術(shù)協(xié)同脫汞仍有待強化。中國燃煤電廠大氣汞污染控制主要依托于現(xiàn)有除塵、脫硫和脫硝設(shè)施。在其他污染物的控制過程中，汞會被協(xié)同脫除。但是，目前對已有技術(shù)的脫汞效果的測試數(shù)據(jù)相對有限，未來仍需充分評估，技術(shù)的穩(wěn)定性仍有待提高。其二，專門脫汞技術(shù)仍有待研發(fā)。從中長期發(fā)展看，歐美將來極有可能關(guān)閉所有燃煤電廠。屆時，中國燃煤電廠的大氣汞排放履約壓力將進一步增加。高效脫汞技術(shù)的成功研發(fā)將為未來履約提供重要技術(shù)儲備。專門脫汞技術(shù)由于高效的汞脫除效果和技術(shù)的穩(wěn)定性而具有其優(yōu)越性。美國目前主要使用活性炭專門脫汞技術(shù)用于燃煤電廠大氣汞污染控制。但是，美國的經(jīng)驗顯示，燃煤電廠的廢活性炭處理處置成為難點，且活性炭脫汞技術(shù)的成本遠高于多污染物控制技術(shù)。因此，應(yīng)推動高效低價專門脫汞技術(shù)的研發(fā)并同時考慮二次廢物的利用，以期為電廠汞污染控制做技術(shù)儲備。

4 結(jié)論與展望

本研究基于對《公約》排放條款的解讀、中國燃煤電廠的現(xiàn)狀以及國內(nèi)外相關(guān)管控進展等方面的研究，分析了中國燃煤電廠未來大氣汞排放在清單編制和管控方面的履約的壓力與需求，以期為燃煤電廠國家行動計劃的編制提供支撐。在排放清單方面，目前尚未編制燃煤電廠的國家排放清單，建議采用估算法開展排放清單的編制和動態(tài)更新，建立相對完善的PRTR制度，推進燃煤汞含量參數(shù)庫和污染控制設(shè)備脫汞效率參數(shù)庫的建立。相關(guān)來源的篩選原則建議采用設(shè)備規(guī)模這項原則，未來可考慮采用將設(shè)備規(guī)模和設(shè)備的汞排放量相結(jié)合的原則。在排放管控方面，現(xiàn)有管控措施與公約相關(guān)要求仍存在差距。建議明確燃煤電廠總量控制目標，提出各階段的具體管控措施，從替代性措施和控制技術(shù)應(yīng)用兩方面控制大氣汞排放。推動燃煤電廠大氣汞排放限值的修訂，確保管控措施的落實。

《公約》大氣汞排放條款所管控的對象還包括燃煤工業(yè)鍋爐、有色金屬冶煉（鉛、鋅、銅和工業(yè)黃金中的焙燒環(huán)節(jié)）、水泥熟料生產(chǎn)和廢物焚燒。該研究的相關(guān)分析對其他四類大氣汞排放源國家行動計劃的編制也有一定的借鑒意義。此外，《公約》于2013年生效后，不同排放源已先后采取一定措施進行大氣汞排放管控，未來應(yīng)充分評估不同排放源已有工作的減排效果及未來的減排空間，確定各個排放源有區(qū)別的減排任務(wù)，以期實現(xiàn)中國大氣汞總量減排的技術(shù)經(jīng)濟最優(yōu)化。再者，本研究重點分析與燃煤電廠最為相關(guān)的排放條款的履約需求，未來排放條款的國家行動計劃應(yīng)與釋放和汞廢物條款統(tǒng)籌考慮，大氣汞減排潛在的跨介質(zhì)轉(zhuǎn)移需要在國家計劃編制中引起足夠的重視[43]。

（編輯：王愛萍）

參考文獻

[1]WU Q R， WANG S X， LI G L， et al. Temporal trend and spatial distribution of speciated atmospheric mercury emissions in China during 1978-2014[J]. Environmental science & technology， 2016， 50（24）： 13428-13435.

[2]United Nations Environment Programme （UNEP）. Minamata convention on mercury[R]. Minamata， Japan： UNEP， 2013.

[3]Arctic Monitoring and Assessment Programme and United Nations Environment Programme （AMAP/UNEP）. Technical background report for the global mercury assessment[R]. Geneva， Switzerland： AMAP/UNEP， 2013.

[4]ZHANG L， WANG S X， WANG L， et al. Updated emission inventories for speciated atmospheric mercury from anthropogenic sources in China[J]. Environmental science & technology， 2015， 49（5）： 3185-3194.

[5]張磊. 中國燃煤大氣汞排放特征與協(xié)同控制策略研究[D]. 北京：清華大學(xué)， 2012.

[6]惠霂霖， 張磊， 王祖光， 等. 中國燃煤電廠汞的物質(zhì)流向與汞排放研究[J]. 中國環(huán)境科學(xué)， 2015， 35（8）： 2241-2250.

[7]United Nations Environment Programme （UNEP）. Draft guidance on best available techniques and best environmental practices taking into account any difference between new and existing sources and the need to minimize crossmedia effects[R]. Geneva， Switzerland： 2017.

[8]國家統(tǒng)計局工業(yè)交通統(tǒng)計司（ITS）和國家發(fā)展和改革委員會能源局（EBNDRC）. 中國能源統(tǒng)計年鑒[M]. 北京： 中國統(tǒng)計出版社， 2017.

[9]中華人民共和國海關(guān)總署. 中國海關(guān)統(tǒng)計年鑒[M]. 北京： 現(xiàn)代出版社， 2016.

[10]馮新斌， 洪業(yè)湯， 洪冰， 等. 煤中汞的賦存狀態(tài)研究[J]. 礦物巖石地球化學(xué)通報， 2001，20（2）： 71-78.

[11]白向飛. 中國煤中微量元素分布賦存特征及其遷移規(guī)律試驗研究[D]. 北京：煤炭科學(xué)研究總院北京煤化工研究分院， 2003.

[12]United Nations Environment Programme （UNEP）. Toolkit for identification and quantification of mercury release [R]. Geneva， Switzerland： UNEP， 2005.

[13]國家統(tǒng)計局工業(yè)交通統(tǒng)計司和國家發(fā)展和改革委員會能源局. 中國能源統(tǒng)計年鑒[M]. 北京： 中國統(tǒng)計出版社， 2011—2017.

[14]WANG S X， ZHANG L， LI G H， et al. Mercury emission and speciation of coalfired power plants in China[J]. Atmospheric chemistry and physics， 2010， 10（3）： 1183-1192.

[15]GAO L， WANG Y， HUANG Q， et al. Emission of mercury from six low calorific value coalfired power plants[J]. Fuel， 2017， 210： 611-616.

[16]WANG J， WANG W H， XU W， et al. Mercury removals by existing pollutants control devices of four coalfired power plants in China[J]. Journal of environmental sciences， 2011， 23（11）： 1839-1844.

[17]張樂. 燃煤過程汞排放測試及汞排放量估算研究[D]. 浙江：浙江大學(xué)， 2007.

[18]EDGERTON E S， HARTSELL B E， JANSEN J J. Mercury speciation in coalfired power plant plumes observed at three surface sites in the southeastern US[J]. Environmental science & technology， 2006， 40（15）： 4563-4570.

[19]ZHANG L， ZHUO Y， CHEN L， et al. Mercury emissions from six coalfired power plants in China[J]. Fuel processing technology， 2008， 89（11）： 1033-1040.

[20]United Nations Environment Programme （UNEP）. Report of the group of technical experts on the development of guidance required under article 8 of the Convention[R]. Gevena， Swiss： UNEP， 2017.

[21]WU Q R， WANG S X， ZHANG L， et al. Update of mercury emissions from Chinas primary zinc， lead and copper smelters， 2000-2010[J]. Atmospheric chemistry and physics， 2012， 12（22）： 11153-11163.

[22]LIU K Y， WANG S X， WU Q R， et al. A highly resolved mercury emission inventory of Chinese coalfired power plants[J]. Environmental science & technology， 2018， 52（4）： 2400-2408.

[23]WU Q R， WANG S X， LIU K Y， et al. Emissionlimitoriented strategy to control atmospheric mercury emissions in coalfired power plants towards the implementation of Minamata Convention[J]. Environmental science & technology， 2018， 52（19）： 11087-11093.

[24]European Union （EU）. Commission implementing decision （EU） 2017/1442 of 31 July 2017 establishing best available techniques （BAT） conclusions， under Directive 2010/75/EU of the European Parliament and of the Council， for large combustion plants[S]. Brussels， Belgium： EU， 2017.

[25]中華人民共和國環(huán)境保護部（MEP），國家質(zhì)量監(jiān)督檢驗檢疫總局. 火電廠大氣污染物排放標準[S]. 北京：中國標準出版社， 2011.

[26]European Union （EU）. Directive 2010/75/EU of the European parliament and of the council of 24 November 2010 on industrial emissions （integrated pollution prevention and control） [S]. Brussels， Belgium： EU， 2010.

[27]United States Environmental Protection Agency （USEPA）. National emission standards for hazardous air pollutants from coal and oilfired electric utility steam generating units and standards of performance for fossilfuelfired electric utility， industrialcommercialinstitutional， and small industrialcommercialinstitutional steam generating units[S]. Washington DC， United States： USEPA， 2016.

[28]Canadian Council of Ministers of the Environment （CCME）. The Canadawide standards for mercury emissions from coalfired electric power generation plants[S]. Ottawa， Canada： CCME， 2007.

[29]Ministry of the Environment of Japan （MOE）. Air pollution control law[S]. Tokyo， Japan： MOE， 2018.

[30]LI J W， QI Z F， LI M， et al. Physical and chemical characteristics of condensable particulate matter from an ultralowemission coalfired power plant[J]. Energy & fuel， 2017， 31（2）： 1778-1785.

[31]宋暢， 劉釗，汪濤， 等. 超低排放電廠PM， SO2， 及汞污染排放特征[J]. 華北電力大學(xué)學(xué)報， 2017， 44（6）： 93-99.

[32]TANG S L， FENG C H， FENG X B， et al. Stable isotope composition of mercury forms in flue gases from a typical coalfired power plant， Inner Mongolia， Northern China [J]. Journal of hazardous material， 2017， 328： 90-97.

[33]張成， 張雅惠， 王永敏， 等. 重慶市燃煤電廠汞排放特征及排放量[J]. 環(huán)境科學(xué)， 2017， 38（2）： 495-501.

[34]ZHANG Y， YANG J， YU X， et al. Migration and emission characteristics of Hg in coalfired power plant of China with ultra low emission air pollution control devices [J]. Fuel process technology， 2017， 158： 272-280.

[35]ZHAO S， DUAN Y， CHEN L， et al. Study on emission of hazardous trace elements in a 350 MW coalfired power plant. Part 1[J]. Mercury environmental pollution， 2017， 229： 863-870.

[36]ZHAO S， DUAN Y， YAO T， et al. Study on the mercury emission and transformation in an ultralow emission coalfired power plant[J]. Fuel， 2017， 199： 653-661.

[37]DIAO X， YUAN C G， WU J J， et al. Mercury fractions in gypsum and estimation of mercury emission from coalfired power plants [J]. Fuel， 2018， 226： 298-306.

[38]LI C， DUAN Y， TANG H， et al. Study on the Hg emission and migration characteristics in coalfired power plant of China with an ammonia desulfurization process [J]. Fuel， 2018， 211： 621-628.

[39]LI C， DUAN Y， TANG H， et al. Mercury emissions monitoring in a coalfired power plant by using the EPA method 30B based on a calciumbased sorbent trap [J]. Fuel， 2018， 221： 171-178.

[40]ZHAO S， DUAN Y， LI Y， et al. Emission characteristic and transformation mechanism of hazardous trace elements in a coalfired power plant [J]. Fuel， 2018， 214： 597-606.

[41]CHEN L， DUAN Y， ZHUO Y， et al. Mercury transformation across particulate control devices in six power plants of China： the coeffect of chlorine and ash composition[J]. Fuel， 2007， 86（4）： 603-610.

[42]中國電力企業(yè)聯(lián)合會. 中國電力行業(yè)年度發(fā)展報告[R]. 北京：中國市場出版社，2001—2018.

[43]WU Q， LI G， WANG S， et al. Mitigation options of atmospheric Hg emissions in China[J]. Environmental science & technology， 2018， 52（21）： 12368-12375.

Gaps and prospects for the implementation of Minamata Convention on Mercury

by Chinas coalfired power plants

WU Qingru1，2 ZHAO Ziying3 YANG Fan4 LIU Kaiyun1，2 WANG Shuxiao1，2

（1.State Key Joint Laboratory of Environmental Simulation and Pollution Control， School of Environment，

Tsinghua University， Beijing 100084， China; 2.State Environmental Protection Key Laboratory of Sources and

Control of Air Pollution Complex， Beijing 100084， China; 3.Foreign Environmental Cooperation Center， Ministry of

Ecology and Environment， Beijing 100035， China; 4.China Electricity Council， Beijing 100761， China）

Abstract Coalfired power plant is not only one of the dominant atmospheric mercury emitters， but also one of the key specified sources in the Minamata Convention on Mercury （abbreviated as Convention）. The Convention has entered into force since Aug. 16， 2017. This means that Chinas coalfired power plant must implement relevant articles in stick accordance with the requirements of the Convention. This study analysed the relevant requirements of Emission article in the Convention and defined current control status of coalfired power plants in China based on literature and data review， so as to explore the implementation gap and prospect on emission inventory and control measures and to support the preparation of national action plans. This study finds gaps between current status and the requirement of the Convention in both emission inventory and control measures for Chinas coalfired power plants. The national emission inventory of atmospheric mercury in coalfired power plants has not been compiled currently. In the short term， it is suggested to adopt the estimation method to compile and update the emission inventories by establishing relatively perfect Pollutant Release and Transfer Register system， promoting the establishment of mercury content parameter database of coal， and mercury removal efficiency parameter database of pollution control equipment. In the future， the use of measured data for inventory evaluation should promote the regulation of flue gas mercury emission， strengthen the evaluation and improvement of domestic sampling equipment， and improve the monitoring ability of testing personnel. The relevant sources are suggested to be preferentially selected according to facility capacity currently. However， both of facility capacity and facility emissions should be considered as the dominant selection criteria with the availability of tested emission data. In terms of emission control， there is still a gap between existing control measures and relevant requirements of the Convention. It is suggested that quantified goal of atmospheric mercury control of coalfired power plants should be clearly defined. In the short term， the relative goal or the goal of controlling the growth rate should be given priority. In the long term， absolute target can be adopted. Specific control measures in each stage should be proposed， mainly including alternative measures and control technologies. It is also necessary to push the revision of atmospheric mercury emission limits for coalfired power plants and determine the emission limits for both new and existing coalfired power plants respectively， and also strengthen the synergistic mercury removal effect of multipollutant control technology， improve the stability of the technology and simultaneously carry out the research and development of efficient and lowcost special mercury removal technology， in order to make technical reserves for the control of atmospheric mercury pollution in power plants.

Key words coalfired power plant; atmospheric mercury emissions; Minamata Convention on Mercury