煤燃煙氣重金屬、超細(xì)顆粒等污染物治理的現(xiàn)狀和發(fā)展大學(xué)論文

燃煤煙氣重金屬、超細(xì)顆粒等污染物治理的現(xiàn)狀和發(fā)展第一部分重金屬污染概述1.1重金屬污染的機理和危害1.1.1重金屬污染的機理重金屬污染指由重金屬或其化合物造成的環(huán)境污染。主要由采礦、廢氣排放、污水灌溉和使用重金屬制品等人為因素所致。如日本的水俁病和痛痛病分別由汞污染和鎘污染所引起。其危害程度取決于重金屬在環(huán)境、食品和生物體中存在的濃度和化學(xué)形態(tài)。重金屬污染主要表現(xiàn)在水污染中，還有一部分是在大氣和固體廢物中。重金屬指比重(密度)大于4或5的金屬，約有45種，如銅、鉛、鋅、鐵、鈷、鎳、釩、鈮、鉭、鈦、錳、鎘、汞、鎢、鉬、金、銀等。盡管錳、銅、鋅等重金屬是生命活動所需要的微量元素，但是大部分重金屬如汞、鉛、鎘等并非生命活動所必須，而且所有重金屬超過一定濃度都對人體有毒。重金屬一般以天然濃度廣泛存在于自然界中，但由于人類對重金屬的開采、冶煉、加工及商業(yè)制造活動日益增多，造成不少重金屬如鉛、汞、鎘、鈷等進(jìn)入大氣、水、土壤中，引起嚴(yán)重的環(huán)境污染。以各種化學(xué)狀態(tài)或化學(xué)形態(tài)存在的重金屬，在進(jìn)入環(huán)境或生態(tài)系統(tǒng)后就會存留、積累和遷移，造成危害。如隨廢水排出的重金屬，即使?jié)舛刃?，也可在藻類和底泥中積累，被魚和貝的體表吸附，產(chǎn)生食物鏈濃縮，從而造成公害。如日本的水俁病，就是因為燒堿制造工業(yè)排放的廢水中含有汞，在經(jīng)生物作用變成有機汞后造成的；又如痛病，是由煉鋅工業(yè)和鎘電鍍工業(yè)所排放的鎘所致。汽車尾氣排放的鉛經(jīng)大氣擴散等過程進(jìn)入環(huán)境中，造成目前地表鉛的濃度已有顯著提高，致使近代人體內(nèi)鉛的吸收量比原始人增加了約100倍，損害了人體健康。1.1.2重金屬污染的危害自然界存在著很多重金屬，比如鋅、鎘、銅、鉛等，這些重金屬同樣存在于人體內(nèi)，是人體的必需元素。但是，凡事都有一個量的問題，任何東西一旦超過正常的量，它必然給環(huán)境或人體造成不良影響。而我們常說的重金屬污染指的就是因人類活動導(dǎo)致環(huán)境中的重金屬含量增加，超出正常范圍，并導(dǎo)致環(huán)境質(zhì)量惡化。近年，關(guān)于重金屬污染事件屢見不鮮，從湖南兒童血鉛超標(biāo)事件，陜西鳳翔數(shù)百兒童鉛超標(biāo)到重金屬污染“菜籃子”等等，近日南方周末又有報道說，飲水機內(nèi)也存在重金屬污染，可見重金屬污染已影響到我們的生活環(huán)境。我們常見的塑料門窗也同樣存在重金屬鉛的污染。塑料門窗屬于PVC異型材，PVC異型材用熱穩(wěn)定劑體系主要有鉛鹽、有機錫、鈣鋅及其復(fù)合穩(wěn)定劑。因鉛鹽穩(wěn)定劑的穩(wěn)定效果好，成為了目前我國塑料門窗生產(chǎn)中使用最多的穩(wěn)定劑，但因鉛的毒性，雖然并不直接與人體接觸，仍對環(huán)境和人體健康造成威脅。北美地區(qū)不準(zhǔn)硬聚氯乙烯門窗使用鉛穩(wěn)定劑。加拿大衛(wèi)生部1996-48文件，美國消費者產(chǎn)品安全委員會第96-150文件和第4426號文件對此均有明確規(guī)定。但鉛鹽穩(wěn)定劑的污染問題在我國目前尚未得到重視。專家分析指出：目前我國塑料生產(chǎn)企業(yè)的工藝、設(shè)備、技術(shù)研發(fā)較落后，是造成污染嚴(yán)重的主要原因，而管理不善、地方保護(hù)及人們環(huán)保意識淡薄，加劇了污染，強化治理迫在眉睫。1.1.3人體內(nèi)重金屬超標(biāo)的癥狀鉛：人體內(nèi)正常的鉛含量應(yīng)該在0.1毫克/升，如果含量超標(biāo)，容易引起貧血，損害神經(jīng)系統(tǒng)。而幼兒大腦受鉛的損害要比成人敏感得多。

砷：俗稱“砒霜”，如果24小時內(nèi)尿液中的砷含量大于100微克/升就使中樞神經(jīng)系統(tǒng)發(fā)生紊亂，并有致癌的可能。而且如果孕婦體內(nèi)砷超標(biāo)還會誘發(fā)畸胎。

鎘：正常人血液中的鎘濃度小于5微克/升，尿中小于1微克/升。如果長期攝入微量鎘容易引起骨痛病。

汞：正常人血液中的汞小于5-10微克/升，尿液中的汞濃度小于20微克/升。如果急性汞中毒，會誘發(fā)肝炎和血尿。1.2我國重金屬污染現(xiàn)狀1.2.1中國汞排放量第一汞污染防治責(zé)任重大我國被認(rèn)為是向大氣中排汞量最多的國家之一，近年來我國科學(xué)家加強對汞污染防治問題研究，政府部門出臺更多環(huán)保措施，在全球汞污染治理中承擔(dān)更多責(zé)任。中國科學(xué)院地球化學(xué)研究所研究員馮新斌第九屆全球汞污染物國際會議上介紹，多年的含汞礦產(chǎn)的開采對我國一些地區(qū)環(huán)境產(chǎn)生了嚴(yán)重污染，受污染地區(qū)的修復(fù)及土壤復(fù)墾成為擺在當(dāng)?shù)氐V區(qū)人民面前新的難題。上世紀(jì)我國也曾發(fā)生過多起汞污染的事件，如貴州百花湖、東北松花江、薊運河和錦州灣等，水生生態(tài)系統(tǒng)受到了嚴(yán)重的污染。此后，我國對松花江的汞污染進(jìn)行了十年的治理。減少汞污染已成為當(dāng)前我國在改善和環(huán)境保護(hù)方面的一大關(guān)注點。近幾年來，我國環(huán)境保護(hù)部門加強了對汞的生產(chǎn)、使用、進(jìn)口、出口及加工的管理，汞礦開發(fā)受到嚴(yán)格限制。同時，我國大力發(fā)展?jié)崈裘杭夹g(shù)和新能源產(chǎn)業(yè)，因煤礦燃燒造成的汞污染也有所下降。此外，我國已開始逐步建立汞污染監(jiān)測系統(tǒng)，加強污染監(jiān)控。我國汞礦資源豐富，總保有儲量８．１４萬噸，居世界第３位?，F(xiàn)已探明儲量的礦區(qū)有１０３處，分布于１３個省（自治區(qū)），其中以貴州省為最多，其儲量為全國汞儲量的４０％，著名汞礦有貴州萬山汞礦、務(wù)川汞礦、丹寨汞礦、銅仁汞礦以及湖南的新晃汞礦等1.2.2重金屬對大氣的污染一、燃煤電站、燃煤工業(yè)鍋爐、燃煤爐窯等煙氣排放污染問題最為突出。燃煤煙氣污染控制是控制大氣環(huán)境污染的重要途徑，煙氣脫硫脫氮脫汞除塵脫除超細(xì)顆粒物是控制燃煤煙氣污染的重點。圍繞我國大氣污染控制方面的重大需求和國際技術(shù)前沿，通過關(guān)鍵技術(shù)研發(fā)和系統(tǒng)集成，開發(fā)具有自主知識產(chǎn)權(quán)的燃煤電站、燃煤工業(yè)鍋爐、燃煤爐窯等利于發(fā)展循環(huán)經(jīng)濟、資源綜合利用的煙氣和廢氣污染控制技術(shù)與設(shè)備，加快節(jié)能減排工程建設(shè)。我國是世界產(chǎn)煤大國，煤炭產(chǎn)量占世界的37%，同時也是一個燃煤大國，能源消耗主要以煤炭為主，能源結(jié)構(gòu)中煤的比例高達(dá)75%，燃煤產(chǎn)生的污染物SOx和NOx早已引起人們的廣泛關(guān)注?，F(xiàn)在燃煤造成的痕量元素(如Hg、Pb、As、Se等)污染問題也正在引起人們的重視，特別是燃煤造成的汞污染。在世界范圍內(nèi)，由于人類活動造成的汞排放占汞排放總量的10%～30%，燃煤電廠汞的排放占主要地位。據(jù)美國環(huán)境保護(hù)機構(gòu)估計，1994年至1995年，美國由于人類活動排出的汞達(dá)150t，其中約87%是由燃燒源排出的。我國1978年至1995年，燃煤造成的汞排放量累計達(dá)到2500t，每年增速為14.8%，2000年燃煤造成的汞排放量估算為273t。汞作為煤中一種痕量元素，在燃煤過程中，大部分隨煙氣排入大氣，進(jìn)入生態(tài)環(huán)境的汞會對環(huán)境、人體產(chǎn)生長期危害。煙氣中的汞主要以兩種形式存在：單質(zhì)汞和二價汞的化合物。單質(zhì)汞具有熔點低、平衡蒸氣壓高、不易溶于水等特點，與二價汞化合物相比更難從煙氣中除去。汞的毒性以有機化合物的毒性最大，大量的汞通過干沉降或濕性沉降使甲基汞侵入沉降污染水體。生物反應(yīng)后形成劇毒的甲基汞，與-SH基結(jié)合形成硫醇鹽，使一系列含-SH某酶的活性受到抑制，從而破壞細(xì)胞的基本功能和代謝。甲基汞能使細(xì)胞的通透性發(fā)生變化，破壞細(xì)胞離子平衡，抑制營養(yǎng)物質(zhì)進(jìn)入細(xì)胞，導(dǎo)致細(xì)胞壞死。汞能在魚類和其他生物體內(nèi)富集后循環(huán)進(jìn)入人體，對人類造成極大危害，并對植物產(chǎn)生毒害，導(dǎo)致植物葉片脫落、枯萎。由于汞在大氣中的停留時間很長，毒性也大，因此對于汞的排放控制研究已成為研究熱點。汞是一種地方性、區(qū)域性和全球性的污染物，危害人體健康。研究表明，汞與胎兒中樞神經(jīng)系統(tǒng)先天缺陷、兒童語言和運動能力發(fā)育遲緩、兒童自閉癥、成年人心血管疾病，包括心臟病發(fā)作等有關(guān)聯(lián)。減少汞排放有利于人類健康和環(huán)境。

汞可以通過多種渠道進(jìn)入大氣，包括自然過程（如火山爆發(fā)）和人為活動（如電廠燃煤），現(xiàn)在電廠燃煤已經(jīng)成為美國最大的人為汞污染源。美國及歐洲國家對工業(yè)汞排放控制經(jīng)驗表明，減少汞的排放會迅速和有效地降低食物鏈中的汞量，進(jìn)而減少人類對汞的攝入，防止由此而產(chǎn)生的病變和危害。通過控制燃煤電廠汞排放將顯著地降低生物群中汞，增強公眾的健康。二、大氣污染防治技術(shù)發(fā)展現(xiàn)狀在脫硫除塵技術(shù)領(lǐng)域，已發(fā)展了以石灰石-石膏法煙氣脫硫技術(shù)為主流的包括石灰石-石膏法、煙氣循環(huán)流化床法、海水脫硫法、脫硫除塵一體化、半干法、旋轉(zhuǎn)噴霧干燥法、爐內(nèi)噴鈣尾部煙氣增濕活化法、活性焦吸附法、電子束法等十多種煙氣脫硫工藝技術(shù)，并解決了主流工藝中關(guān)鍵設(shè)備的自主研發(fā)和制造問題。在袋式除塵技術(shù)領(lǐng)域，主機、濾料和自動控制的質(zhì)量和技術(shù)水平都有很大的提高，對于煙氣以及粉塵適應(yīng)性有更大的提高，并且在加強清灰，提高效率，降低消耗，減少故障，方便維修等方面達(dá)到了更高水平，耐高溫，耐腐蝕濾料和特種纖維的研究、開發(fā)，生產(chǎn)等方面有了重大突破。在電除塵技術(shù)領(lǐng)域，經(jīng)過引進(jìn)國外電除塵本體及電源加工、制造技術(shù)的消化吸收，完成了高效電除塵技術(shù)的研制，已達(dá)到了一定水平。在機動車污染治理技術(shù)領(lǐng)域，隨著各項機動車標(biāo)準(zhǔn)的實施，加速了跨國公司在國內(nèi)的合資、獨資企業(yè)的建設(shè)步伐以及新技術(shù)的轉(zhuǎn)移速度，也加快了國內(nèi)科研單位的技術(shù)產(chǎn)業(yè)化進(jìn)程。我國在細(xì)微粉塵控制技術(shù)、脫硫新工藝開發(fā)、脫硝技術(shù)開發(fā)應(yīng)用、VOC控制、柴油車污染物控制高溫濾料產(chǎn)生等技術(shù)設(shè)備領(lǐng)域，還處于應(yīng)用前期，在重金屬污染控制方面還是空白。1.2.3中國城市土壤重金屬污染研究現(xiàn)狀及對策中國城市土壤重金屬污染的主要來源是工業(yè)“三廢”排放，金屬采礦和冶煉，家庭燃煤，生活垃圾，汽車尾氣排放。重金屬在城市土壤中的分布規(guī)律表現(xiàn)為城市土壤重金屬含量高于郊區(qū)，人類活動密集區(qū)和交通擁擠區(qū)重金屬含量較高；人類活動的干擾導(dǎo)致土壤剖面重金屬污染特征不明顯。應(yīng)采取預(yù)防與治理相結(jié)合的措施綜合控制土壤重金屬污染，并加緊制定我國的城市土壤健康評價標(biāo)準(zhǔn)。城市工業(yè)發(fā)達(dá)，污染源眾多，重金屬污染源不僅數(shù)量多，而且種類繁多。加上城市人口集中，人類活動頻繁，與土壤直接或間接接觸的幾率很高，相比于自然土壤或農(nóng)用土壤而言，這類土壤的重金屬污染更容易對人體健康造成危害。城市土壤的重金屬污染已成為國際研究的熱點，我國學(xué)者對城市土壤的重金屬污染研究起步較晚，系統(tǒng)而深入的工作還不多，但也初步積累了一些資料。一、中國城市的重金屬污染特點1、空間分布特征總體來說，城市土壤中重金屬含量要明顯高于郊區(qū)及遠(yuǎn)離城市的農(nóng)田土壤的含量，城市是郊區(qū)土壤重金屬污染的源。隨蔬菜地與城市距離的增加，南京市郊菜地土壤中重金屬含量從城區(qū)到郊區(qū)這一距離上呈下降趨勢，郊區(qū)到農(nóng)區(qū)則基本不變[4]。成都市區(qū)主要污染元素為Hg、Pb、Zn和Cu，其污染狀況市區(qū)及工廠區(qū)比城郊嚴(yán)重，且表現(xiàn)出一環(huán)路>二環(huán)路>三環(huán)路的趨勢[5]。全國煤炭之鄉(xiāng)、能源重化工基地山西太原市區(qū)土壤中Cu、Cd、Cr、Zn、Mn等5種元素的含量均高于郊區(qū)[6]。市區(qū)內(nèi)部土壤重金屬分布呈現(xiàn)一定的規(guī)律，表現(xiàn)為交通干線兩側(cè)，人類活動密集的鬧市區(qū)、廣場，老工業(yè)區(qū)，居民區(qū)污染較為嚴(yán)重，而公園、風(fēng)景區(qū)等受人為活動影響較少的功能區(qū)，污染則較輕。南京市礦冶區(qū)、開發(fā)區(qū)、商業(yè)區(qū)、城市廣場、風(fēng)景區(qū)和老居民區(qū)等6大功能區(qū)重金屬綜合污染指數(shù)分別為5.4、4.9、3.4、1.6、2.4和2.3[7]，這與其它地區(qū)的研究結(jié)論相類似[8]。對六朝古都開封城區(qū)土壤的研究也表現(xiàn)出了相類似的結(jié)果[9]。城市公園是人群與土壤直接接觸較多的地方，其土壤質(zhì)量的好壞對人體健康尤其是兒童生長發(fā)育會有直接影響。北京城區(qū)三十多個公園土壤Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)調(diào)查表明，雖然污染程度輕的公園占大多數(shù)，但以故宮、頤和園、北海為代表的著名公園污染指數(shù)遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于其它公園，且這些公園客流量大，對人健康造成的影響也大[10]。中國目前還沒有制定針對城市居民健康的土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)，應(yīng)用Mielke等（1999）提出的城市兒童臨界血鉛濃度的土壤Pb總質(zhì)量分?jǐn)?shù)為80mg/kg[11]，北京市區(qū)公園超標(biāo)率達(dá)30%。重金屬在土壤剖面特征不同于自然土壤或表層耕作的農(nóng)業(yè)土壤，城市土壤受人為擾動較大，挖掘、搬運、堆積、混合、和大量的廢棄物填充，使自然土壤發(fā)生層被破壞，土壤結(jié)構(gòu)與剖面發(fā)育層次十分混亂。部分研究對城市土壤重金屬剖面特征做了分析，盧瑛等[12]研究表明，南京市Pb在土壤剖面中分布無規(guī)律，底土層含量仍然很高。2、形態(tài)特征城市生態(tài)系統(tǒng)中，城市土壤為城市綠化植物提供生長基礎(chǔ)，供應(yīng)營養(yǎng)物質(zhì)。活性態(tài)金屬易在土壤中遷移和被植物吸收而影響植物的生長，非殘渣態(tài)總量可以作為活性態(tài)重金屬的一種指標(biāo)[13]。與農(nóng)業(yè)土壤相比，城市土壤重金屬可移動態(tài)比例增大，生物有效性提高[14]。南京市土壤重金屬形態(tài)分析表明，活性態(tài)比例大小為Mn>Pb>Zn>Cu>Co>Ni>V>Cr>Fe，與非城區(qū)相比，其主要來源為人為輸入的Mn、Cu、Zn、Pb殘渣態(tài)所占比例低，活性態(tài)比例大[15]。二、城市土壤重金屬多介質(zhì)污染及對人體健康危害1、食物鏈傳遞城市（郊）蔬菜是城市居民重金屬污染暴露的主要途徑，對于其形態(tài)及其在土壤蔬菜中的轉(zhuǎn)化特征，國內(nèi)外已做了深入而系統(tǒng)地研究。中國的郊區(qū)為市區(qū)蔬菜的主要供應(yīng)基地，其土壤重金屬含量將對城市人群健康城市直接影響，目前的很多研究表明，中國的城市郊區(qū)菜地土壤已受到了不同程度的重金屬污染[16~18]，許多向大城市供應(yīng)的蔬菜中，重金屬含量都已超過相應(yīng)標(biāo)準(zhǔn)。2、地面揚塵在城區(qū)內(nèi)部，由于城市土壤中主要種植花草樹木等觀賞或凈化空氣類植物，因此通過植物累積，食物鏈傳遞對人體健康造成危害的幾率不大。城市土壤對人類的危害途徑主要是通過人體直接接觸（如公園土壤與游人直接接觸、兒童攝取等）、風(fēng)起揚塵被人體直接吸入。顆粒物來源分析表明，重慶城區(qū)道路土壤塵土對大氣TSP貢獻(xiàn)比重為5%~13%[19]，長春大氣顆粒物來源中土壤占36.7%[20]。因此周圍土壤的污染物濃度將對長期居住和活動于城區(qū)的較固定的人群（如兒童）產(chǎn)生較大危害。中國北方春季易刮大風(fēng)，沙塵暴天氣時有發(fā)生。研究[21,22]發(fā)現(xiàn)沙塵暴時，來源于土壤的離子和元素濃度迅速增加，污染元素Pb，Zn，Cd，Cu在沙塵暴期間的濃度比平常高出3~12倍，并且TSP（總懸浮顆粒物<100μm）和PM10（可吸入顆粒物<10μm）的質(zhì)量濃度極高，表現(xiàn)出明顯的污染特征，這大大增加了人體吸入重金屬的量。3、影響城市土壤微生物活性城市土壤重金屬污染還會導(dǎo)致土壤中的微生物特性發(fā)生顯著變化，相對于農(nóng)村土壤來講其土壤中微生物群落在結(jié)構(gòu)上產(chǎn)生明顯的差異，微生物基底呼吸作用明顯增強，但微生物生物量卻顯著降低，Biolog數(shù)據(jù)顯示城市土壤對能源碳的消耗量和速度也明顯提高[23]，主成分分析顯示土壤中的重金屬的積累，特別是有效態(tài)重金屬Pb、Zn和Cu的積累是導(dǎo)致這種差異的主要原因。4、污染城市水體城市土壤的多介質(zhì)污染還表現(xiàn)在對城市地表徑流、地表水以及地下水的污染。城區(qū)內(nèi)存在廣泛的地表封閉和土壤壓實現(xiàn)象，使得城市土壤短期蓄存緩沖能力和入滲功能下降或消失，地表徑流系數(shù)增加，加上城市土壤綠地覆蓋不足，大雨時很容易產(chǎn)生短期城市洪澇災(zāi)害，徑流會攜帶重金屬物質(zhì)，從而造成城市地表水污染。而地面積水土壤污染物的富集還會對地下水造成威脅。三、城市土壤重金屬來源1、工業(yè)“三廢”排放，采礦和冶煉，家庭燃煤，生活垃圾滲出，汽車尾氣排放，是中國城市重金屬污染的主要來源。2、礦產(chǎn)冶煉加工、電鍍、塑料、電池、化工等行業(yè)是排放重金屬的主要工業(yè)源，它們以“三廢”形式不斷向城市土壤排放重金屬，在某些工廠企業(yè)的周圍有些土壤的Zn、Pb質(zhì)量分?jǐn)?shù)甚至高達(dá)3000mg/kg。3、燃煤釋放也是土壤重金屬重要來源之一，王起超等[24]研究得出1995年中國燃煤排放汞302.9t，其中向大氣排放量為213.8t，北京、上海、天津等超大城市排汞強度較高。雖然近些年城市的供暖供氣都已有了很大的改善，煤氣的使用和冬天集中供暖使冬季空氣污染情況大大改善，但過去的燃煤所釋放的重金屬已經(jīng)沉降至城市土壤中，這會對城市生態(tài)系統(tǒng)、環(huán)境及人體健康產(chǎn)生長期效應(yīng)。4、機動車尾氣排放既是城市大氣的主要污染源，也顯著引起公路兩側(cè)土壤的重金屬污染，汽車汽油、發(fā)動機、輪胎、潤滑油和鍍金部分都能燃燒或磨損而釋放出Pb、Cd、Cu、Zn等重金屬[25]。對烏魯木齊、西寧市的研究[26,27]都證明了這點。據(jù)估計，中國到2010年將形成600萬輛的汽車年產(chǎn)量，汽車保有量達(dá)到4800萬輛，而大部分將在城市，這必然會進(jìn)一步增加城市環(huán)境壓力，我們必須重視這一問題。市區(qū)內(nèi)的垃圾堆放，也會使重金屬滲漏釋放到土壤中，使城市土壤局部重金屬含量增加。城市生活垃圾中部分重金屬元素含量超標(biāo)[28]。堆放垃圾在雨水淋洗下會向土壤中釋放有毒元素，釋放到土壤中的主要是其有效態(tài)部分[29]，且由于在表生條件下以有效態(tài)形式存在的金屬元素幾乎不可能再結(jié)合到殘渣態(tài)去[30]，這會使重金屬在土壤中遷移能力增加，污染地下水。5、大氣的干濕沉降是城市中土壤重金屬積累的主要途徑，目前國內(nèi)的學(xué)者對大氣的汞沉降研究較多[31,32]，而其它重金屬的干濕沉降研究較少，張乃明得出太原市重金屬Hg、Cd、Pb沉降量分別為：4.48、6.34、349.4g/(hm2·a)[33]。今后應(yīng)多開展城市大氣重金屬沉降方面的研究。四、控制城市土壤重金屬污染的對策1、減少或切斷重金屬污染源對于工礦企業(yè)，應(yīng)該嚴(yán)格控制生產(chǎn)過程中有毒元素的排放及泄漏，廢棄物的排放、堆放采取物理化學(xué)措施處理，減少它們對環(huán)境污染；禁止對廢渣任意堆放，防止廢渣中的重金屬物質(zhì)下滲至土壤或揮發(fā)到大氣。由于大氣干濕沉降是土壤重金屬的重要來源，所以減少大氣重金屬含量也就有效地減少了城市重金屬的污染源。繼續(xù)推行無鉛汽油的使用，機動車Pb排放的減少使城市大氣中重金屬含量減少，從而也會有效地減少土壤重金屬污染。調(diào)整能源結(jié)構(gòu)及能源供給方式。據(jù)統(tǒng)計，80年代我國耗煤量為每年6×108t左右，每年有1.2×107t顆粒物及有害物質(zhì)排入大氣，這些顆粒物常常富集大量的重金屬，而城市土壤成為重金屬的匯。所以減少煤的使用量，使用煤氣或天然氣等污染物釋放較少的能源也是減少城市土壤重金屬污染的有效措施。采用集中供暖的方式，對煙氣灰塵排放進(jìn)行集中治理，積極發(fā)展新技術(shù)，減少燃煤向大氣排放重金屬。城市生活垃圾分類收集，將塵土、塑料包裝物、印刷制品與其它垃圾分開存放，儲運和處理垃圾時，應(yīng)將含重金屬元素的垃圾與其它垃圾分開。只有在垃圾重金屬元素不超標(biāo)的情況下，才能進(jìn)行填埋、堆肥和焚燒處理。2、控制污染土壤，減輕對人體的危害城市人口高度密集，土壤污染可以通過揚塵和土壤直接接觸而對人體產(chǎn)生危害。采用核探針研究大氣顆粒物的指紋特征，結(jié)果表明上海市大氣顆粒物中大約有31%來自土壤揚塵[34]。隨汽車尾氣排放的控制和能源結(jié)構(gòu)的調(diào)整，可以預(yù)計土壤揚塵會繼續(xù)成為城市大氣重金屬的主要來源。因此，減少土壤暴露面積，增加綠地面積，對城市土壤加以植物覆蓋，應(yīng)該成為當(dāng)前較為迫切的任務(wù)。在人群與土壤直接接觸較多的地方（如公園），應(yīng)進(jìn)行土壤重金屬污染的檢測與評價，加強方便易行的檢測手段的研究與實施，如盧瑛等[35]采用測定土壤磁化率的方法對城市土壤Cu、Zn、Pb污染狀況進(jìn)行檢測。對重金屬污染的土壤應(yīng)進(jìn)行相應(yīng)的治理，植樹種草，減少直接暴露；對污染嚴(yán)重的土壤應(yīng)進(jìn)行表土填埋或移除，減少兒童與重金屬污染土壤的直接接觸。我國目前尚沒有制定出城市土壤重金屬健康評價標(biāo)準(zhǔn)，今后應(yīng)結(jié)合人體健康評估和土地利用方式而制定相應(yīng)的法規(guī)和標(biāo)準(zhǔn)，這將會有利于城市土壤的評價和保護(hù)。不同的土地利用方式，對環(huán)境的要求不同，在進(jìn)行城市建設(shè)時應(yīng)進(jìn)行相應(yīng)的重金屬污染評價，在不同的土壤上進(jìn)行不同的功能區(qū)建設(shè)，避免人群與重金屬污染的土壤發(fā)生接觸.1.2.4水體重金屬污染現(xiàn)狀及其治理技術(shù)一、國內(nèi)水環(huán)境污染現(xiàn)狀及危害1、我國水體重金屬污染問題十分突出，江河湖庫底質(zhì)的污染率高達(dá)80.1%[1]。太湖底泥中TCu、TPb、TCd含量均處于輕度污染水平[2]；黃浦江干流表層沉積物中，Cd超背景值2倍、Pb超1倍；蘇州河中，Pb全部超標(biāo)、Cd為75%超標(biāo)、Hg為62.5%超標(biāo)[3]。此外，由于礦山開采、金屬冶煉廢水排放、污水灌溉等人為因素的影響，導(dǎo)致重金屬污染物在土壤中累積，使農(nóng)產(chǎn)品的產(chǎn)量和質(zhì)量下降。從第二次污水灌區(qū)環(huán)境質(zhì)量狀況調(diào)查及往年有關(guān)調(diào)查結(jié)果看，廣西某些農(nóng)產(chǎn)品已受到一定程度的重金屬污染，其中以稻谷受污染最為嚴(yán)重。根據(jù)作者對桂北某電鍍廠附近水體、土壤和植物的調(diào)查結(jié)果表明，水體中Cu、Ni超標(biāo)分別達(dá)到9.6倍、531.5倍，受納水體底泥中重金屬含量超過農(nóng)用污泥標(biāo)準(zhǔn)(GB4284-84)允許限值，由于附近農(nóng)田采用受污染的河水灌溉，農(nóng)田土壤中重金屬含量逐年上升，污灌區(qū)水稻重金屬含量超標(biāo)，其中鉻超標(biāo)達(dá)45.1倍，對人體健康造成嚴(yán)重威脅[4]。2、重金屬在水體中積累到一定的限度就會對水體-水生植物-水生動物系統(tǒng)產(chǎn)生嚴(yán)重危害，并可能通過食物鏈直接或間接地影響到人類的自身健康，例如日本由于汞污染引發(fā)的“水俁病”和由鎘污染造成的“骨痛病”就是典型例證。因此可以說水體重金屬污染已經(jīng)成為當(dāng)今世界上最嚴(yán)重的環(huán)境問題之一，而如何科學(xué)有效地解決重金屬對水體的污染已經(jīng)成為世界各國政府以及廣大環(huán)保工作者研究的熱點。二、水體重金屬污染的治理方法總的來說，水體重金屬污染修復(fù)治理采用以下兩條基本途徑，一是降低重金屬在水體中的遷移能力和生物可利用性；二是將重金屬從被污染水體中徹底清除。1、物理化學(xué)方法1）稀釋法稀釋法就是把被重金屬污染的水混入未污染的水體中，從而降低重金屬污染物濃度，減輕重金屬污染的程度。此法適于受重金屬污染程度較輕的水體的治理，這種方法不能減少排入環(huán)境中的重金屬污染物的總量，又因為重金屬有累積作用，當(dāng)重金屬污染物在這些水體中的濃度達(dá)到一定程度時，生活在其中的生物就會受到重金屬的影響，發(fā)生病變和死亡等現(xiàn)象，所以這種處理方法目前漸漸被否定。2）混凝沉淀法許多重金屬在水體溶液中主要以陽離子存在，加入堿性物質(zhì)，使水體pH值升高，能使大多數(shù)重金屬生成氫氧化物沉淀。另外，其它眾多的陰離子也可以使相應(yīng)的重金屬離子形成沉淀。所以，向重金屬污染的水體施加石灰、NaOH、Na2S等物質(zhì)，能使很多重金屬形成沉淀去除，降低重金屬對水體的危害程度。這是目前國內(nèi)處理重金屬污染普遍采用的方法。例如黃明等[5]，采用化學(xué)分類法對含鉻、銅、鎳的電鍍廢水,廢水進(jìn)行處理，取得良好效果。3）離子還原法和交換法離子還原法是利用一些容易得到的還原劑將水體中的重金屬還原，形成無污染或污染程度較輕的化合物，從而降低重金屬在水體中的遷移性和生物可利用性，以減輕重金屬對水體的污染。例如，電鍍污水中常含有六價鉻離子（Cr6+），它以鉻酸離子（Cr2O72-）的形式存在，在堿性條件下不易沉淀且毒性很高，而三價鉻毒性遠(yuǎn)低于六價鉻，但六價鉻在酸性條件下易被還原為三價鉻。因此，常采用硫酸亞鐵及三氧化硫?qū)⒘鶅r鉻還原為三價鉻。離子交換法是利用重金屬離子交換劑與污染水體中的重金屬物質(zhì)發(fā)生交換作用，從水體中把重金屬交換出來，達(dá)到治理目的。經(jīng)離子交換處理后，廢水中的重金屬離子轉(zhuǎn)移到離子交換樹脂上，經(jīng)再生后又從離子交換樹脂上轉(zhuǎn)移到再生廢液中。這類方法費用較低，操作人員不直接接觸重金屬污染物，但適用范圍有限，并且容易造成二次污染。4）電動力學(xué)修復(fù)技術(shù)電修復(fù)法是20世紀(jì)90年代后期發(fā)展起來的水體重金屬污染修復(fù)技術(shù)，其基本原理是給受重金屬污染的水體兩端加上直流電場，利用電場遷移力將重金屬遷移出水體。Ridha等[6]提出，在一個碳的氈狀電極上，用電沉積法從工業(yè)廢水中除去銅、鉻和鎳的技術(shù)。另外，可以用電浮選法凈化含有銅、鎳、鉻和鋅等重金屬的工業(yè)污水。此外，近年來還有人把電滲析薄膜分離技術(shù)應(yīng)用到污水重金屬處理實踐當(dāng)中[7]。2、生物修復(fù)法目前國內(nèi)外利用生物修復(fù)水體重金屬污染的研究很多，根據(jù)所用的生物對象不同，可分為以下三種。1）植物修復(fù)法植物修復(fù)(Phytoremediation)是指利用特定植物實施污染環(huán)境治理的技術(shù)統(tǒng)稱，通過植物對重金屬元素或有機物質(zhì)的特殊富集和降解能力來去除環(huán)境中的污染物，或消除污染物的毒性，達(dá)到污染治理與生態(tài)修復(fù)的目的。自從美國科學(xué)家Chaney[8]在1983年首先提出利用植物來清除重金屬污染的設(shè)想以來，很多國家開展了植物修復(fù)技術(shù)的研究和應(yīng)用工作，并取得了長足進(jìn)展。制約植物修復(fù)技術(shù)發(fā)展的一個關(guān)鍵問題，是要篩選出既能耐受重金屬污染又能大量富集重金屬的植物種類。迄今為止，國內(nèi)外已有較多學(xué)者開展了利用植物修復(fù)重金屬污染水體的研究,并得到了諸多有價值的成果，所采用的比較常見的植物有向日葵、燕麥、大麥、豌豆、煙草、印度芥菜、萵苣等。Salt等[9]研究指出，印度葵能從污水中積累不同的重金屬。陳俊等[10]研究指出，李氏禾適宜于濕生環(huán)境中生長，且能對多種重金屬產(chǎn)生較強的富集作用，在Cr、Cu、Ni等重金屬污染水體的修復(fù)中表現(xiàn)出廣闊的應(yīng)用前景。鳳眼蓮、水芹能很好地除掉污水中的Cd、Cr和Cu等重金屬[11]。2）動物修復(fù)法應(yīng)用一些優(yōu)選的魚類以及其它水生動物品種在水體中吸收、富集重金屬，然后把它們從水體中驅(qū)出，以達(dá)到水體重金屬污染修復(fù)的目的。水體底棲動物中的貝類、甲殼類、環(huán)節(jié)動物等也對重金屬具有一定富集作用。如三角帆蚌、河蚌對重金屬(Pb2+、Cu2+、Cr2+等)具有明顯自然凈化能力。但此法處理周期長，費用高，因此目前水生動物主要用作環(huán)境重金屬污染的指示生物，用于污染治理的不多。牛明芬[12]發(fā)現(xiàn)蚯蚓對河流底泥中的Cd有明顯富集現(xiàn)象。蚯蚓還能影響土壤微生物存在的種類、數(shù)量和活性[13]，而微生物與重金屬之間也存在著復(fù)雜的相互作用關(guān)系，影響著重金屬存在的種類和有效性，因此可以改變植物對重金屬的吸收和轉(zhuǎn)移。Lasat認(rèn)為研究土壤動物、微生物和植物之間的交互作用，對植物修復(fù)技術(shù)的進(jìn)一步發(fā)展有重大意義[14]。3）微生物修復(fù)法重金屬污染水體的生物修復(fù)機理主要包括微生物對重金屬的固定和形態(tài)的轉(zhuǎn)化。前者是微生物通過帶電荷的細(xì)胞表面吸附重金屬離子，或通過攝取必要的營養(yǎng)元素主動吸收重金屬離子，將重金屬富集在細(xì)胞表面或內(nèi)部；后者是通過微生物的生命活動改變重金屬的形態(tài)或降低重金屬的生物有效性，從而減輕重金屬污染，如Cr6+轉(zhuǎn)變成Cr3+而毒性降低，As、Hg、Se等還原成單質(zhì)態(tài)而揮發(fā)，微生物分泌物對重金屬產(chǎn)生鈍化作用等[7]。研究表明，氰細(xì)菌和藻類的菌絨可有效除去污水中的重金屬。硫酸還原細(xì)菌產(chǎn)生H2S,將重金屬離子還原為ZnS、CdS和CuS等水溶性極低的硫化物沉淀下來，達(dá)到治理重金屬污染的目的[15]。重金屬多為非降解型有毒物質(zhì)，不具備自然凈化能力，一旦進(jìn)入環(huán)境就很難從環(huán)境中去除。目前重金屬污染的治理方法以物理化學(xué)方法為主，生物修復(fù)技術(shù)作為經(jīng)濟、高效、環(huán)保的治理技術(shù)也受到廣泛關(guān)注。利用超富集植物從水體中將重金屬提取到植物上部，人工收獲轉(zhuǎn)移，焚燒后用于提取重金屬，使其變廢為寶。因此生物修復(fù)技術(shù)的可行性和有效性將逐漸加強，在治理和防治重金屬污染方面將發(fā)揮更大作用,具有良好的應(yīng)用前景。第二部分燃煤電廠重金屬、超細(xì)顆粒等新污染治理技術(shù)的研究和發(fā)展2.1燃煤電廠汞的排放、危害及控制對策2.1.1燃煤電廠汞污染現(xiàn)狀一、大氣汞污染和控制研究已經(jīng)逐漸成為環(huán)境科學(xué)研究的重點和熱點之一。1、燃煤是最大的汞排放源，因此開展電廠燃煤汞的研究對于控制我國汞排放污染具有重要意義。燃煤鍋爐煙氣中汞主要以氣態(tài)元素態(tài)汞（Hg0）、氣態(tài)二價汞（Hg2+）和顆粒態(tài)汞（Hgp）三種形態(tài)存在。燃燒過程煙氣中碳、飛灰、NO/NO2、Cl2等的存在對汞在燃燒后的形態(tài)分布都有直接的影響。電廠除塵器能夠去除煙氣中顆粒態(tài)汞，脫硫設(shè)備能對Hg2+進(jìn)行氧化去除，其去除率直接與燃燒過程中汞的形態(tài)比例有關(guān)。因此，研究燃燒過程中汞的形成機理，探討現(xiàn)有環(huán)保凈化設(shè)備對汞的去除效果，將具有實際意義。2、汞作為一種非常重要的全球性的污染物而倍受關(guān)注。它即使在濃度很低的情況下對人類和野生動植物也具有很大的危害。全球每年排放到大氣中的汞總量約為5000t，其中4000t是人為的結(jié)果，而燃煤過程中汞的排放占相當(dāng)大的比重。汞及其化合物通過呼吸道、皮膚和消化道等不同途徑侵入人體，造成神經(jīng)性中毒和深部組織病變，而且汞毒性具有積累性，往往需幾年或十幾年才有表現(xiàn)。二、汞的排放量1、美國每年汞排放量在150t左右。1997年11月美國EPA提交給國會的汞研究報告稱燃煤電廠是最大的汞排放源，占總排放量的1/3，在50t左右[1]。目前，雖然尚無針對電廠汞排放的環(huán)保法規(guī)，但美國1990年制訂的《清潔空氣法修正案》(簡稱為CAAA)的第三款規(guī)定，應(yīng)在技術(shù)上可能情況下最大限度地控制空氣中的有毒物質(zhì)，并在1995年單獨提出了有關(guān)汞排放量報告。2000年12月頒布的法律明確規(guī)定，美國環(huán)保局對燃煤發(fā)電和燃油發(fā)電廠均需進(jìn)一步控制汞排放。美國和加拿大新的法律即將付諸實施，要求電廠改造設(shè)備控制汞排放。其中美國已明確將在2007年立法，要求燃煤電廠實現(xiàn)汞的排放控制。全球范圍總體趨勢是汞的排放將越來越嚴(yán)格。2、我國是世界第三大汞礦區(qū)，汞的開采和使用量居世界前列。煤炭是我國的主要燃料能源，燃煤不僅排放二氧化硫，還排放汞和其它污染物。研究報道，1995年我國燃煤汞排放量為302.9t，其中向大氣排放213.8t。1978年～1995年全國燃煤大氣汞排放量的年均增長速度為4.8％。我國燃煤汞排放量已經(jīng)超過了美國，而且增長速度較快，對生態(tài)和全民健康構(gòu)成了極大的威脅，對我國的生態(tài)環(huán)境保護(hù)和環(huán)境外交也帶來新的挑戰(zhàn)。2.1.2大氣中汞的來源和危害一、大氣中汞的主要來源1、大氣中主要汞污染源為燃煤電廠、水泥廠以及有關(guān)礦物材料的開采和加工。甲基汞同時可從城市廢物充填和污水處理廠直接排出。燃煤電廠是汞向大氣排入的最主要來源。上海市對空氣中細(xì)粒徑顆粒態(tài)汞的分析[2]表明，大氣中汞的顆粒物來源燃煤約占80％左右。2、燃煤電廠生產(chǎn)過程汞的遷移轉(zhuǎn)化電廠燃煤中的汞經(jīng)燃燒通過煙氣、飛灰和灰渣以及沖灰水的排放進(jìn)入大氣、土壤和水體。由于汞具有揮發(fā)性，電廠用煤在粉碎過程中已有部分揮發(fā)。煤粉進(jìn)入爐內(nèi)，隨著溫度升高，揮發(fā)出的氣態(tài)汞隨著煙氣排放。煙氣進(jìn)入除塵設(shè)備后，部分汞被灰顆粒吸附隨同殘留在灰渣中的汞一塊被排入灰場。進(jìn)入大氣的汞通過干濕沉降進(jìn)入土壤和水體。灰渣和沖灰水中的汞進(jìn)入環(huán)境后，其中零價汞比重大，不易溶于水，在靠近排放口處沉淀下來。二價汞離子在遷移過程中，被底泥和懸浮物中顆粒吸附，漸漸沉降下來。其它形態(tài)的汞在水或沉降物中也可以轉(zhuǎn)化成二價汞。二價汞在微生物作用下，生成毒性更大的甲基汞和二甲基汞?；痣姀S灰場的粉煤灰也會對土壤和地下水造成影響。陳德放[3]通過模擬試驗表明土壤滲透系數(shù)不同時，粉煤灰堆放對淺層地下水會造成不同程度的影響。二、汞的危害1、汞是有劇毒性的微量元素，它具有揮發(fā)性和累積性。汞在空氣中傳輸擴散，最后沉降到水和土壤中，從而對環(huán)境和人體健康構(gòu)成極大隱患。2、大氣中汞的濃度往往較低，一般不為人們所重視。如果汞直接或通過大氣沉降進(jìn)入水體，它將以毒性更大的形態(tài)－甲基汞在魚和動物組織中累積。甲基汞和二甲基汞也可富集于藻類、魚類和其它水生生物中。生物累積導(dǎo)致處在食物鏈頂端的食肉動物體內(nèi)的汞濃度數(shù)千倍甚至數(shù)百萬倍于水中的汞濃度，從而在整個食物鏈中富集。3、人體汞接觸主要通過食用被污染的魚。高水平的汞接觸將對人的神經(jīng)系統(tǒng)和生長發(fā)育產(chǎn)生影響。根據(jù)汞的接觸劑量，它的健康影響依次是：感覺和認(rèn)知能力的輕微損失、顫抖、不能行走、抽搐和死亡。長期吃大量從同一汞污染區(qū)域捕獲的魚的人汞中毒的風(fēng)險最大。尤其對于育齡婦女風(fēng)險更大，因為胎兒的神經(jīng)系統(tǒng)對汞更敏感，比成人更容易受到汞的危害。2.1.3燃煤中汞的去除研究一、燃煤汞的形態(tài)1、鍋爐燃燒過程中，煤中汞受熱揮發(fā)以汞蒸汽的形式存在于煙氣中，在爐內(nèi)高溫條件下，幾乎所有煤中的汞（包括無機汞和有機汞）轉(zhuǎn)變成元素汞并以氣態(tài)形式停留于煙氣中。據(jù)估計，殘留在底灰中的汞含量一般小于總汞的2％。研究認(rèn)為，粉煤爐底灰中的汞含量應(yīng)略高一些，大約占到7％。但是，絕大部分汞隨煙氣排放進(jìn)入大氣中。因此，煤燃燒過程中汞的排放研究應(yīng)以煙氣中汞的形態(tài)轉(zhuǎn)化規(guī)律為重點。2、鍋爐燃燒煙氣中汞的形態(tài)主要有氣態(tài)元素態(tài)汞（Hg0）、氣態(tài)二價汞（Hg2+）和顆粒態(tài)汞（Hgp）三種形態(tài)存在。不同形態(tài)的汞在大氣中物理和化學(xué)性質(zhì)有很大差異。在鍋爐燃燒過程中，煤中的汞幾乎全部以HgO的形式進(jìn)入煙氣中，部分Hg0在煙氣冷卻過程中被氧化，其中以HgCL2為主，另外還有HgO、HgSO4和Hg(NO3)2?2H2O。顆粒態(tài)的固相汞容易被飛灰吸附，經(jīng)過除塵裝置時能被除塵器去除，轉(zhuǎn)化到灰渣中。Hg2+化學(xué)性質(zhì)不穩(wěn)定，在煙氣中易被氧化，這部分汞所占比例較高且相對較容易被去除。而元素汞Hg0具有較高的蒸汽壓且難溶于水,是相對比較穩(wěn)定的形態(tài)，難以被污染控制設(shè)備收集而直接排入大氣，所以提高Hg0氧化成Hg2+的比例,可有效控制燃煤電廠汞的排放量。二、煙氣中汞的去除研究1、目前電廠尚無單獨針對汞的有效去除設(shè)備，與常規(guī)除塵、脫硫等設(shè)備結(jié)合加強對汞的去除，一直是國內(nèi)外研究的重點，也最具有實際意義。2、的去除率與汞形態(tài)有很大關(guān)系。不同煙氣處理方式和煤種的差異性是影響汞去除率的主要因素。3、電廠燃煤過程中汞大部分以氣態(tài)形式存在，而電除塵器只能去除被飛灰吸附的顆粒態(tài)汞，這部分汞占煙氣中汞的比例較小，因此傳統(tǒng)的電除塵器對汞的去除效果并不明顯。美國V.M.Fthenakis[6]等人對燃煤電廠汞排放和對健康風(fēng)險評價表明，電除塵器僅能去除煙氣中小于20％的汞。日本TakahisaYokoyama[7]等人通過三種不同的煤在日本700MW燃煤電廠試驗研究表明，電除塵器對煙氣中汞去除率分別為55.2％、8.3％和16.8％。4、濕法或干法脫硫設(shè)施能夠有效去除Hg2+。由于HgCl2在濕法中較容易溶解，Hg2+能有效被去除，從而使汞的去除效率大大增強。美國V.M.Fthenakis[6]等人研究中表明，含汞煙氣通過脫硫設(shè)備時，氧化態(tài)汞中大于90％的HgCl2能夠被去除，同時非常少量的Hg0也能被去除。此外研究還表明，噴射活性炭進(jìn)行吸附對煙氣中汞的去除效果較好，但其成本太高，在實際應(yīng)用中較少。4、研究表明，不同煤種燃燒過程中汞氧化為Hg2+的比例有很大不同，大致約在20％到95％之間。其反應(yīng)機理中Cl原子與Hg0的反應(yīng)是汞被氧化的主要反應(yīng)，當(dāng)煤中Cl-含量高時燃燒過程中氧化態(tài)汞的比例也較高。而當(dāng)煤灰中鈣和堿性成分含量高時，能降低汞的氧化。研究表明是由于燃燒過程中Cl-與堿性煙氣反應(yīng)，降低了煙氣中Cl-的含量。煤中硫含量過高時也能抑制汞的氧化。美國B.Hall等人研究發(fā)現(xiàn)煙氣中SO2濃度高時也能降低活性炭對汞的吸附。此外W.H.Gibb等人通過兩個500MW鍋爐對煤燃燒過程中汞的轉(zhuǎn)化機理研究發(fā)現(xiàn)，汞在灰分中的固留與灰分中C的含量有很大關(guān)系?；曳种蠧約占5％時，汞的固留較高，約在80％到100％之間；當(dāng)C含量一定，隨著溫度降低（450℃～150℃）汞的固留線性增加。研究還發(fā)現(xiàn)低氮燃燒器比傳統(tǒng)燃燒方式產(chǎn)生較高含量的C，因此導(dǎo)致排放的汞比例降低。5、燃燒過程中一些氣體的存在也對汞的去除有影響。煙氣中SO2和NO2相互作用時能降低活性炭對元素態(tài)汞的吸附，而HCl、NO和NO2單獨或相互存在時能增加汞的去除和氧化。DennisL.Laudal等人對不同氣體存在條件下汞的氧化進(jìn)行了研究，給出了不同氣體存在時氧化態(tài)汞與元素汞比例。表1不同氣體組分存在時汞的分布形態(tài)序號各種氣體組分氧化態(tài)汞/％元素態(tài)汞/％1Cl284.815.22飛灰1993SO20.799.34飛灰、Cl2、SO228.571.55HCl0.399.76飛灰、HCl、Cl288.511.57SO2、HCl、Cl21.998.18飛灰、HCl、SO21.398.79NO/NO22.197.910飛灰、NO/NO2、Cl278.521.511SO2、NO/NO2、Cl20.599.512飛灰、NO/NO2、SO237.162.913HCl、NO/NO2、Cl278.721.314飛灰、NO/NO2、HCl297115SO2、NO/NO2、HCl0.199.916飛灰、HCl、SO2、NO/NO2、Cl246.753.72.2燃煤電廠脫汞技術(shù)研究與發(fā)展2.2.1汞在煤燃燒過程中的化學(xué)行為根據(jù)對已發(fā)掘煤礦的分析，雖然全球原煤中汞的含量僅為0.012～33.000mg/kg，但是由于煤的大量燃燒，全世界每年燃煤產(chǎn)生的汞總量達(dá)到3000t以上[5]。世界范圍內(nèi)煤的平均汞含量約0.13mg/kg，王起超等人曾對中國各省煤中的汞含量進(jìn)行了測量，汞的平均含量為0.22mg/kg，可見我國燃煤中汞含量普遍偏高，汞在煤中處于富集狀態(tài)12J。汞的熔點為-38.87℃，在常溫下具有很強的揮發(fā)性，這使它在燃煤過程中與其他微量元素有著不同的化學(xué)行為。在燃煤電廠中，原煤首先進(jìn)入制粉系統(tǒng)。煤在破碎的過程中產(chǎn)生熱量，一部分汞從煤中揮發(fā)出來。煤粉進(jìn)入爐膛燃燒，高溫將煤中的汞氣化成氣態(tài)汞(即單質(zhì)汞，Hg0)，隨著燃燒氣體的冷卻，氣態(tài)汞與其他燃燒產(chǎn)物相互作用產(chǎn)生氧化態(tài)汞(Hg2+)和顆粒態(tài)汞(Hgp)，這3種形態(tài)總稱為總汞(HgT)。經(jīng)過燃燒后，一部分汞伴隨著灰渣的形成，直接存留于飛灰和灰渣中；另一部分汞在很高的火焰溫度(超過1400℃)下，隨著煤中含汞物質(zhì)的分解，以單質(zhì)形態(tài)釋放到煙氣中。進(jìn)入爐膛的煤粉中的汞，絕大部分在火焰溫度下轉(zhuǎn)化為單質(zhì)汞[6]。任建莉等人研究發(fā)現(xiàn)，煤燃燒時汞大部分隨煙氣排入大氣，進(jìn)入灰渣的只占小部分。飛灰中汞占23.1%～26.9%，煙氣中汞占56.3%～69.7%，進(jìn)入灰渣的汞僅占約2%[7]。因此，控制燃煤汞污染，關(guān)鍵是控制煙氣中的汞向大氣中排放。2.2.2燃煤電廠脫汞技術(shù)研究現(xiàn)狀汞排放控制技術(shù)的研究目前主要集中在三個方面：燃燒前燃料脫汞、燃燒中脫汞和燃燒后煙氣脫汞，其中以燃燒后脫汞技術(shù)的研究最廣泛，從清潔生產(chǎn)的角度出發(fā)應(yīng)重視燃燒前燃料脫汞，加大煤的洗選率。目前，國內(nèi)外對于燃燒中脫汞的研究較少，主要是利用改進(jìn)燃燒方式，在降低NOx排放的同時，抑制一部分汞的排放。這里主要介紹燃燒前脫汞與燃燒后尾部煙氣脫汞。一、燃燒前脫汞1、洗煤和煤的熱處理是減少汞排放簡單而有效的方法。傳統(tǒng)的洗煤方法可洗去不燃性礦物原料中的一部分汞，但是不能洗去與煤中有機碳結(jié)合的汞。這樣只能是將煤中的汞轉(zhuǎn)移到了洗煤廢物中，但這對減少煙氣中的汞還是有積極意義的。在洗煤過程中，平均51%的汞可以被脫除。目前，發(fā)達(dá)國家原煤入洗率為40%～100%，而我國只有22%。從保護(hù)環(huán)境和經(jīng)濟可持續(xù)性的角度出發(fā)，應(yīng)盡快提高我國原煤入洗率。由于汞具有高揮發(fā)性，在煤熱處理的過程中，汞會受熱揮發(fā)出來。對熱處理脫汞技術(shù)研究表明，在400℃下可以達(dá)到最高80%的脫汞率。然而，在400℃下也發(fā)生了煤的熱分解，導(dǎo)致?lián)]發(fā)性物質(zhì)的減少，煤的發(fā)熱量也有很大的降低。熱處理脫汞技術(shù)還處于實驗室階段，有待進(jìn)一步研究。2、燃燒前脫汞是一種新的污染防治戰(zhàn)略，是一種物理清洗技術(shù)，是建立在煤粉中有機物質(zhì)和無機物質(zhì)的密度不同以及它們的有機親和性不同的基礎(chǔ)上的。主要方法有：1）低成本的選煤。微量有害元素富集在煤中的礦物雜質(zhì)中，如煤中汞與黃鐵礦物密切相關(guān)，根據(jù)其間的相關(guān)性采用傳統(tǒng)的重介選和泡沫浮選，以及更先進(jìn)的洗煤技術(shù)能減少煤中的汞含量，達(dá)到減排燃煤汞排放的目的。有研究表明，傳統(tǒng)的洗煤技術(shù)能夠去除煤中約38.8％的汞，而先進(jìn)的化學(xué)物理洗煤技術(shù)去除率能夠達(dá)到64.5％。與燃燒后凈化設(shè)備去除相比具有較大的經(jīng)濟效益優(yōu)勢。2）煙煤溫和熱解。根據(jù)汞的揮發(fā)特性，在不損失碳素的溫度條件下，煙煤溫和熱解從而降低汞的排放量。美國針對高揮發(fā)分煙煤和低揮發(fā)分煙煤溫和熱解后與原煤進(jìn)行試驗比較，發(fā)現(xiàn)溫和熱解能有效降低汞的排放量。溫和熱解去除有害物的觀點為我們提供了一種新的污染防治戰(zhàn)略。二、燃燒中脫汞目前,有關(guān)燃燒過程中脫除汞的研究很少,但是,針對其他污染物而采用的一些燃燒控制技術(shù)對汞的脫除有積極的作用。主要方法有：1、流化床燃燒。此法能降低煙氣中汞和其他微量重金屬的排放，主要是因為顆粒物在爐內(nèi)滯留時間較長增加了顆粒對汞的吸附。另外它的爐內(nèi)溫度相對較低，Hg2+含量較高，在后續(xù)凈化設(shè)備中易被去除。2、低氮燃燒。此法有利于汞的控制，同樣是由于其操作溫度較低，增加了煙氣中氧化態(tài)汞的含量。3、爐膛噴入吸附劑。針對Hg2+容易被吸附去除的機理，不同氣體和C以不同比例存在時對汞的去除率的影響，研制某種催化劑或添加劑，提高Hg0氧化成Hg2+的比例，也能有效控制汞污染。三、燃燒后尾部煙氣脫汞燃燒后脫汞(煙氣脫汞)可能是未來電廠汞污染控制的主要方式。隨著除塵和煙氣脫硫脫氮的各種污染控制設(shè)備的更加廣泛應(yīng)用，如何有效的與現(xiàn)有的污染控制設(shè)備結(jié)合，進(jìn)而提高汞的脫除效率將成為研究重點。對于燃煤煙氣汞的排放控制，研究者們提出了各種各樣的控制方法。目前，尾部煙氣脫汞技術(shù)的研究主要包括以下幾種方法：一種是以活性炭吸附為代表的吸附法，另一種是利用現(xiàn)有脫硫除塵裝置的脫汞法，再者就是電暈放電等離子體脫汞法、電催化氧化聯(lián)合處理脫汞法等。2、選擇性催化還原(SCR)技術(shù)不但是一種可以有效控制NOx排放的方法，而且對脫除氧化汞也是十分有效的。對德國電廠選擇性催化還原設(shè)備的入口(溫度接近380℃)和出口煙氣的檢測顯示：汞的相對含量從40%～60%降到了2%～12%。荷蘭電廠的選擇性催化還原設(shè)備也發(fā)現(xiàn)了類似的現(xiàn)象[13]。研究表明，在電廠中煙氣脫硫裝置和選擇性催化還原設(shè)備能夠很好地捕集汞。3、目前在我國燃煤電廠中，基本上都裝有濕法脫硫裝置，利用濕法脫硫裝置可以將煙氣中80%～95%的氧化態(tài)汞除去，但對于不溶于水的氣態(tài)汞捕捉效果不顯著。4、利用除塵裝置也可以除去大部分顆粒態(tài)汞。濕法脫硫裝置進(jìn)口煙氣中的汞主要以單質(zhì)汞和氧化態(tài)汞形式存在。通常認(rèn)為氧化態(tài)汞主要以HgCl2形式存在，由于煤中氯元素含量、煙氣溫度及煙氣停留時間等因素的影響，在不同條件下，煙氣中各種形態(tài)的汞含量也不相同。煙氣中的NOx、HCl、飛灰也能夠影響單質(zhì)汞轉(zhuǎn)化為氧化態(tài)汞的轉(zhuǎn)化率，并影響著濕法脫硫裝置的脫汞能力。在高溫條件下，氧化態(tài)汞能重新還原成單質(zhì)汞，這進(jìn)一步影響利用濕法脫硫裝置的脫汞效率。根據(jù)國外研究報告，在濕法脫硫裝置加入各種氯氧化劑，將單質(zhì)汞氧化成HgCl2。HgCl2的水溶性好，當(dāng)HgCl2在溶液中發(fā)生溶解和電離時，汞離子(Hg2+)就可與洗滌器中的液相組分發(fā)生反應(yīng)，由此可以極大地提高對汞的吸收效率[15]。有人在密歇根中南部的Endicott電廠進(jìn)行了連續(xù)4個月的濕式脫硫裝置脫汞工業(yè)性試驗，結(jié)果表明，由于在系統(tǒng)中加入了氯氧化劑，阻止了氧化態(tài)汞重新還原成單質(zhì)汞，脫汞效率平均保持在77%。但在Cinergy公司Zimmer電廠進(jìn)行的相同試驗中，沒有加入氯氧化劑，結(jié)果顯示了在洗滌器中發(fā)生了化學(xué)還原反應(yīng)，平均脫汞效率約50%。5、煙氣脫汞主要方法有：1）靜電除塵器。目前電廠以電除塵器為主，且除塵效果較好，一般可達(dá)99％以上。煙氣中以顆粒態(tài)形式存在的固相汞在經(jīng)過電除塵器時可以得到去除。但以顆粒態(tài)形式存在的汞占煤燃燒中汞排放的比例較低，且這部分汞大多存在于亞微米級顆粒中，而一般電除塵器對這部分粒徑范圍內(nèi)的顆粒脫除效果較差，因此電除塵器的除汞能力有限。2）布袋除塵器。布袋除塵器能夠脫除高比電阻粉塵和細(xì)粉塵，尤其在脫除細(xì)粉塵方面有其獨特的效果。由于細(xì)顆粒上富集了大量的汞，因此布袋除塵器在脫除煙氣中汞有很大的潛力。經(jīng)過布袋除塵器后能去除約70％的汞，高于電除塵器的脫汞效率。但由于受煙氣高溫影響，同時袋式除塵器自身存在濾袋材質(zhì)差、壽命短、壓力損失大、運行費用高等局限性，限制了其使用。3）濕式除塵器和機械式除塵器。這兩種除塵器除塵效果較低，對富集汞的細(xì)顆粒物的脫除效果很差，這直接導(dǎo)致了其除汞效率不高。盡管煙氣在經(jīng)過濕式除塵器時，部分氧化態(tài)汞可能溶于液體中，但因為溶解的Hg2＋可能會還原成Hg0而重新進(jìn)入煙氣，該因素并沒有大大提高濕式除塵器的汞脫除效率。4）脫硫設(shè)施。脫硫設(shè)施溫度相對較低，有利于Hg0的氧化和Hg2＋的吸收，是目前汞去除最有效的凈化設(shè)備。特別是在濕法脫硫系統(tǒng)中，由于Hg2＋易溶于水，容易與石灰石或石灰吸收劑反應(yīng)，能去除約90%的Hg2＋。Hg2＋所占比例是影響脫硫設(shè)施對汞去除率的主要因素，因此提高煙氣中Hg2＋的比例，將直接影響脫硫設(shè)施對汞的去除效果。在濕法脫硫系統(tǒng)中，洗滌液有時會使氧化態(tài)汞通過還原反應(yīng)還原成元素汞，造成汞的二次污染。使用一些化學(xué)添加劑能夠阻止這種情況發(fā)生。5）脫硝設(shè)施。有選擇性催化還原（SCR）和選擇性非催化還原（SNCR）是兩種常用的脫硝工藝。目前電廠通過低氮燃燒一般能達(dá)到氮氧化物排放標(biāo)準(zhǔn)，因此脫硝工藝設(shè)備使用較少。脫硝工藝能夠加強汞的氧化而增加將來煙氣脫硫(FGD)對汞的去除率，在該工藝除汞具有很大的潛在空間。2.2.3脫汞技術(shù)的發(fā)展趨勢一、臭氧脫硫脫汞一體化技術(shù)。有研究者提出在煙氣中先充入臭氧，再利用濕式脫硫裝置脫除煙氣中的汞。臭氧將單質(zhì)汞氧化成Hg2+后可用濕式脫硫裝置除去，而且充入的臭氧還能同時用于煙氣脫硫，從而實現(xiàn)脫汞脫硫一體化。從理論上煙氣中脫汞率能達(dá)到很高，但燃煤電廠煙氣汞質(zhì)量濃度很低，在10～30μg/m3，并且煙氣量很大，氣流速度快，因而需要消耗大量的臭氧，實際應(yīng)用成本很高。而且直接排放臭氧易污染空氣，造成二次污染。二、活性炭脫硫脫汞除塵一體化技術(shù)。1、燃煤電廠作為一個較大的污染源，近年來加大了對主要污染物煙塵、SOx、NOx等的治理，取得了顯著成效。隨著環(huán)保要求的逐步提高，包括汞在內(nèi)的各種痕量元素的燃煤污染防治理論及控制技術(shù)，已迅速成為研究熱點，受到各級政府的高度重視和重點資助。濕法脫硫裝置對氧化態(tài)汞的處理效果雖然較好，但對單質(zhì)汞的處理不理想，因此在煙氣凈化過程中使用氧化劑先對單質(zhì)汞進(jìn)行氧化，再利用濕法脫硫裝置脫除氧化態(tài)汞的效果較好。但造成的二次污染及生產(chǎn)成本較高等問題還有待解決。目前，最接近生產(chǎn)應(yīng)用的脫汞技術(shù)是向煙氣中直接噴入活性炭顆粒脫除單質(zhì)汞，或者利用活性炭吸附床脫除單質(zhì)汞?；钚蕴拷?jīng)過改性與活化處理后，能極大地提高對煙氣中單質(zhì)汞的脫除率，結(jié)合燃煤電廠現(xiàn)有除塵和煙氣脫硫的各種污染控制設(shè)備實現(xiàn)脫汞脫硫一體化，走復(fù)合式污染控制之路，這也給煙氣脫汞提供了新的研究方向2、在使用活性炭吸附法脫除單質(zhì)汞的過程中，吸附劑的吸附能力起決定作用。由于活性炭具有良好的吸附能力，因此在研究燃煤電廠煙氣的汞污染控制時，活性炭也成為研究的熱點?；钚蕴繉奈绞且粋€多元化的過程，它包括吸附、凝結(jié)、擴散以及化學(xué)反應(yīng)等，與吸附劑本身的物理性質(zhì)、溫度、煙氣成分、停留時間、煙氣中汞濃度、碳汞比例等因素有關(guān)[16]?，F(xiàn)在應(yīng)用較多的是向煙氣中噴入粉末狀活性炭(PAC)，粉末活性炭吸附汞后由其下游的除塵器(如靜電除塵器、布袋除塵器)除去，但是活性炭與飛灰混合在一起，不能夠再生。由于存在低容量、混合性差、低熱力學(xué)穩(wěn)定性的問題，而且活性炭的利用率低、耗量大，使直接采用活性炭吸附法成本過高。美國能源部估計，要達(dá)到脫汞率為90%，脫除0.45kg汞的成本為(2.5～7.0)×104美元[17]，燃煤電廠很難承受，因此很多研究人員開始開發(fā)新型、經(jīng)濟的吸附劑。各種實驗結(jié)果表明，向活性炭中加入添加劑后，這種經(jīng)過改性的活性炭對單質(zhì)汞的吸附能力大幅增強。對活性炭吸附能力起支配作用的是微孔的比例，經(jīng)過熱沉淀單質(zhì)硫活化改性后的活性炭比表面積增加，在表面以及內(nèi)部沉積硫顆粒，對汞的吸附能力大為增強，而且硫與汞化學(xué)結(jié)合后能防止汞的再逸出。掃描電子顯微鏡觀察熱沉淀單質(zhì)硫活化改性活性炭前后對比照片可知，改性后的活性炭微孔比例顯著增加，由此活性炭的比表面積也增大，從而吸附能力也大幅增強，在改性后的活性炭微孔結(jié)構(gòu)中，大量沉積的硫與活性炭化合，形成親單質(zhì)汞的化合物，由此極大地提高活性炭對單質(zhì)汞的脫除能力。經(jīng)過熱沉淀單質(zhì)硫活化改性的活性炭的脫汞效率可提高70%以上。經(jīng)過碘化改性的活性炭，在同樣條件下，吸附脫汞能力是未經(jīng)改性活性炭的160倍，可以極大地減少活性炭用量。2.3燃煤電廠的可吸入顆粒物排放和控制2.3.1燃煤電廠的可吸入顆粒物概述我國是煤炭生產(chǎn)和消費大國,目前煤炭占我國一次能源的75%左右,在未來幾十年內(nèi),煤炭仍將是我國主要的一次能源。由燃煤電廠排放的顆粒物已引起了各界廣泛重視。煤燃燒直接排放出粒徑較小的一次粒子,它們與燃燒排放的SO2等氣態(tài)污染物反應(yīng)后還可形成粒徑較小的二次粒子。一旦它們排入大氣,很容易被人體吸收。大氣中顆粒物的粒徑粒徑范圍在0.01～100μm之間,統(tǒng)稱為總懸浮顆粒物(TSP)。PM10、PM2.5和PM1.0分別指空氣動力學(xué)直徑小于或等于10、2.5和1.0μm的大氣顆粒物。PM10也稱為可吸入顆粒物;PM2.5屬于細(xì)微顆粒物范疇,通常也稱為細(xì)粒子。隨著研究的深入,人們逐漸認(rèn)識到,導(dǎo)致城市人群患病率和死亡率增加的主要因素是PM10濃度而不是TSP總量。因此,美國國家環(huán)保局于1985年將TSP修改為PM10。近年來,人們進(jìn)一步認(rèn)識到PM2.5易于富集空氣中的有毒重金屬、酸性氧化物及有機污染物等,其對人體健康的危害遠(yuǎn)比空氣動力學(xué)直徑在2.5～10μm之間的粒子大。因此,美國環(huán)保局于1997年再一次修改了大氣質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn),并規(guī)定了PM2.5的最高限值。我國在1996年將可吸入顆粒物PM10濃度列為十種大氣環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)之一,并在空氣質(zhì)量日報中統(tǒng)一采用PM10指標(biāo)。燃煤電廠在脫硫的同時應(yīng)注意控制可吸入顆粒物等污染物排放分析燃煤過程可吸入顆粒物的形成機理及燃煤電廠對可吸入顆粒物的貢獻(xiàn)，表明雖然現(xiàn)有燃煤電廠在控制顆粒物排放方面采取了不少措施,但因其具有局限性,對危害性更大的細(xì)微顆粒排放控制效果不佳,尤其是采用濕法煙氣脫硫工藝之后,在某種程度上反而增加了可吸入顆粒物的排放量,從而產(chǎn)生了新的大氣污染問題。三、可吸入顆粒物的來源1、天然源，可吸入顆粒物的來源可分為天然源和人為源。天然源包括地面揚塵、海浪濺出的鹽料、火山爆發(fā)所釋放出來的火山灰、森林火災(zāi)的燃燒物以及植物的花粉等。人為源主要是燃料燃燒過程中形成的煙塵、飛灰等,汽車排放出來的含鉛化合物,礦物燃料燃燒所排放出來的SO2在一定的條件下轉(zhuǎn)化成的硫酸鹽粒子等,化學(xué)工業(yè)生產(chǎn)過程中的廢氣、煙氣排放,以及工業(yè)活動中建筑、采石、采礦、水泥制造、機械研磨等均會產(chǎn)生可吸入顆粒物。2、在人為源中,燃燒源可吸入顆粒物占據(jù)很大比例。據(jù)美國環(huán)保署的統(tǒng)計,美國大氣中PM2.5約32%是由燃燒所產(chǎn)生的。而燃煤電廠在燃燒源中占據(jù)了舉足輕重的地位。美國能源日報文章認(rèn)為燃煤電廠是大氣中細(xì)微顆粒物的主要源頭。另外,根據(jù)統(tǒng)計,在中國各行業(yè)中,燃煤電廠排放的工業(yè)煙塵所占比例也是最高的。2.3.2燃煤電廠的可吸入顆粒物排放一、可吸入顆粒物的形成機理煤燃燒形成顆粒物是一個十分復(fù)雜的過程。一般認(rèn)為,在大型電廠的煤粉爐中,煤粉在1400℃以上的高溫下被快速加熱、裂解和燃燒,煤中礦物質(zhì)發(fā)生分解、熔融、汽化、凝聚、冷凝、團(tuán)聚等一系列的物理、化學(xué)變化,在較低溫度下形成了具有不同粒徑、化學(xué)特征、形狀的飛灰。LarryL.Baxter的研究認(rèn)為,燃燒產(chǎn)生的1～10μm灰粒由碳表面爆裂形成,這也正是破碎機理研究的范圍。由于煤粒在高溫燃燒室內(nèi)揮發(fā)分快速脫出而在煤粒內(nèi)迅速集聚,導(dǎo)致顆粒內(nèi)部形成壓力梯度而引起的破碎,被稱為第一類破碎。而第二類破碎是指煤粒脫除揮發(fā)分后,由于高溫?zé)釕?yīng)力的作用,削弱了煤粒內(nèi)部各元素之間結(jié)合的化學(xué)鍵力,導(dǎo)致各種不規(guī)則晶粒之間的聯(lián)結(jié)“骨架”被燒掉而形成的破碎。試驗表明,破碎尺寸和機理與煤質(zhì)有很強的相關(guān)性,煙煤比褐煤裂解更深,產(chǎn)生的碎片更多。對于粒徑小于0.6μm的顆粒,破碎機理則不再適用,此時一般可用汽化—凝結(jié)機理來解釋。汽化—凝結(jié)機理認(rèn)為:在燃燒的高溫區(qū),某些組分或元素發(fā)生汽化,當(dāng)煙氣溫度降低時,一部分難熔的金屬氧化物或某些元素的次氧化物和部分低揮發(fā)性的痕量元素會首先成核并形成微小的氣溶膠基核。隨著溫度的繼續(xù)降低,大多數(shù)揮發(fā)性痕量元素,如As、Hg、Se、Cd、Pb也會成核,或者凝結(jié)在周圍已存在的顆粒表面。二、燃煤電廠與可吸入顆粒物燃煤電廠排放到大氣中的污染物,主要是煤燃燒時產(chǎn)生的SO2和細(xì)煙塵顆粒物,SO2是酸雨最主要的前體物,細(xì)煙塵顆粒物是可吸入顆粒物。近年來的調(diào)查研究發(fā)現(xiàn),在煤的燃燒過程中排放出的As、Cr等微量元素,對人體健康危害很大。煤中所含有的微量元素可在燃燒產(chǎn)物上進(jìn)一步遷移或富集于這些細(xì)粒子上。先進(jìn)的煙氣脫硫裝置可以有效地降低SO2的排放濃度;現(xiàn)代的排煙除塵設(shè)備幾乎能全部除去煙塵顆粒物中的粗粒子,但對細(xì)粒子的脫除能力則很弱?？梢?燃煤電廠是酸雨前體物及可吸入顆粒物的主要排放源。例如：對廣州市4個功能區(qū)的夏季大氣PM2.5進(jìn)行了監(jiān)測,結(jié)果表明:廣州市夏季PM2.5的平均質(zhì)量濃度為97.54μg/m3,其中機動車排放和燃煤的貢獻(xiàn)率分別為54%～75%和32%～52%。石曉亮等研究了火電廠煙氣排放對廣州市大氣環(huán)境的影響,結(jié)果發(fā)現(xiàn):(1)所有觀測到的煙塵顆粒物均屬于可吸入顆粒物范疇,在廣州發(fā)電廠周圍確實存在可吸入顆粒物污染;(2)通過與參照點的對比,燃煤發(fā)電廠確實會對周圍大氣環(huán)境造成污染,火電廠排放的煙塵顆粒物是形成“灰霾天氣”的重要污染物之一。據(jù)美國國家能源技術(shù)實驗室的數(shù)據(jù),美國燃煤電站鍋爐的平均一次可吸入顆粒物排放質(zhì)量濃度為52.8mg/m3(干煙氣,6%O2,350Nm3/GJ),1970年排放量超過了160萬t。盡管燃煤電廠采取控制措施,1996年將PM10的排放量降至約26萬t/a,但其排放的一次可吸入顆粒物仍是造成空氣能見度降低、酸雨和酸沉降的主要原因。2.3.3燃煤電廠可吸入顆粒物的傳統(tǒng)控制隨著國家環(huán)保要求的日益嚴(yán)格,制定與可吸入顆粒物、Hg、SO3等污染物相關(guān)的排放標(biāo)準(zhǔn)是必然趨勢。燃煤電廠對可吸入顆粒物的貢獻(xiàn)較大,因此,燃煤電廠,特別是處于環(huán)保要求高的發(fā)達(dá)城市城區(qū)或周邊地區(qū)的燃煤電廠,應(yīng)在減少SO2排放的同時考慮控制可吸入顆粒物等污染物的排放,不能因煙氣脫硫而產(chǎn)生二次大氣污染一、靜電除塵器對于火電廠顆粒物排放的控制技術(shù),目前仍是以靜電除塵器為主,并在其下游安裝濕法煙氣脫硫裝置。燃煤電廠普遍采用的靜電除塵器對較大粒徑顆粒物有很高的收集效率,但對大量細(xì)微顆粒物的收集效率不高。徐鴻等通過試驗得出燃煤電廠除塵裝置對微粒的控制效率規(guī)律:電除塵器對粒徑10μm以上顆粒有很高的脫除效率,但對5μm以下顆粒脫除效率急劇下降,對PM2.5的脫除效率僅為90%(圖1),因此,導(dǎo)致相當(dāng)數(shù)量的細(xì)微顆粒物排放到大氣環(huán)境中。針對靜電除塵器在電廠細(xì)微顆粒物排放控制上的局限性,目前提出了幾種新的控制技術(shù):(1)注入蒸汽吸附劑技術(shù);(2)磁力除塵技術(shù);(3)電凝聚除塵技術(shù);(4)電催化氧化技術(shù);(5)聲波團(tuán)聚技術(shù);(6)聯(lián)合除塵技術(shù)。二、濕法煙氣脫硫系統(tǒng)通過采用新的除塵技術(shù)可降低進(jìn)入濕法脫硫吸收塔的一次可吸入顆粒物濃度,但研究發(fā)現(xiàn),濕法脫硫工藝會直接造成一次可吸入顆粒物排放量的增加。丹麥兩個燃煤電廠(Nordjylland電廠和Avedore電廠)采用石灰石—石膏濕法脫硫工藝,雖然脫硫吸收塔使總的粉塵濃度降低了50%～80%,但PM1濃度卻提高了20%～100%。這是因為濕法脫硫吸收塔脫除了部分粗顆粒,卻提高了細(xì)顆粒的濃度,這些細(xì)顆粒是除霧器無法除去的濕法脫硫煙氣中的細(xì)小液滴干燥后產(chǎn)生的漿渣。此外,雖然濕法脫硫工藝對煙氣中的SO2有較高的脫除效率,但對煙氣中SO3的脫除效率并不高。這是因為當(dāng)煙氣通過空氣預(yù)熱器時煙氣溫度驟然降低,SO3與水反應(yīng)生成H2SO4氣溶膠,這些氣溶膠比較容易穿透吸收塔的噴淋層和除霧器,因而SO3的脫除效率一般低于50%。由于濕法煙氣脫硫系統(tǒng)排出的凈煙氣溫度較低,處于酸露點以下,因此,煙囪排出的SO3主要以硫酸氣溶膠狀態(tài)存在,這些硫酸氣溶膠會與大氣中的其他物質(zhì)反應(yīng),產(chǎn)生二次可吸入顆粒物。JohnP.Gooch等通過分析濕法脫硫排煙中的固體物成分,發(fā)現(xiàn)Ca的含量略高于1%,而硫酸根卻高達(dá)74%(表1)。這說明由于煙氣帶出的濕法脫硫漿液所形成的一次可吸入顆粒并不是主要的,被飛灰細(xì)顆粒吸附的硫酸氣溶膠及其形成的二次可吸入顆粒物才是更大的問題。這些細(xì)顆粒能直接進(jìn)入并粘附在人體呼吸道和肺葉中,并且造成大氣能見度降低,對人體健康和大氣環(huán)境質(zhì)量均有很大的影響。因此,針對濕法脫硫工藝所造成的可吸入顆粒物排放量增加,目前正在探索的解決方法是采用在吸收塔下游安裝濕式電除塵器,減少硫酸氣溶膠和微細(xì)粉塵的排放,但由于目前大容量濕式電除塵器技術(shù)尚未成熟,存在結(jié)構(gòu)復(fù)雜、造價昂貴等問題,因此,還沒有達(dá)到工程應(yīng)用階段。2.3.4燃煤電廠袋收塵器對超細(xì)顆粒(PM10以下)和重金屬的收集技術(shù)電除塵器的除塵效率理論上可達(dá)到99，5％以上，但實際運行時常受到煙塵物化特性影響，除塵效率會顯著下降。而袋式除塵器基本上不受煙塵物化特性影響，除塵效率一般高達(dá)99，95％以上。并且效率穩(wěn)定，還可捕集微細(xì)顆粒PM10以下的粉塵和重金屬。煙塵排放質(zhì)量濃度低于50mg／m^3以下時，電除塵器的投資和運行費用遠(yuǎn)高于袋式除塵器。從達(dá)標(biāo)排放和技術(shù)經(jīng)濟比較等方面考慮。使用袋式除塵器是發(fā)展的必然趨勢。為提高袋式除塵器的運行可靠性和延長使用壽命，在設(shè)計、調(diào)試和運行中采用合理科學(xué)措施。達(dá)到減排濃度小于30mg／m^3、使用壽命達(dá)3萬h以上是完全可行的。袋式除塵器是今后燃煤電廠發(fā)展的必然趨勢燃煤電廠超微細(xì)粉塵對大氣質(zhì)量的影響2006年底，我國燃煤發(fā)電裝機容量已達(dá)到4.84億kw，用煤12億t，煙塵排放量維持在300萬t左右，其中約有270萬t左右PM10的超微細(xì)粉塵可長期在空氣中漂浮，影響大氣質(zhì)量和能見度，特別是PM2.5粉塵以氣溶膠形式存在大氣中，袋式除塵能較好地收集更多的重金屬和99.8％以上PM10以下的粉塵。

2、煙塵治理環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)要求越來越高由于認(rèn)識到煙塵的危害性，我國已制定煙塵控制標(biāo)準(zhǔn)，而各省市根據(jù)本地的狀況也制定出更嚴(yán)格的地方標(biāo)準(zhǔn)，如京、津、唐地的影響區(qū)要求燃煤電廠煙塵排放質(zhì)量濃度小于30mg/m3，河南省已擬出臺電力、水泥行業(yè)煙塵排放質(zhì)量濃度小于50mg/m3,2010年前全國都會實行小于50mg/m3的控制標(biāo)準(zhǔn)，使用4電場甚至5電場電除塵器都難達(dá)到此標(biāo)準(zhǔn)。老電廠改造由于場地所限，增加電場就更困難，只有采用袋式除塵器才能達(dá)到新標(biāo)準(zhǔn)。

3、粉塵濃度對脫硫塔安全運行的影響

脫硫塔本身有除塵作用，設(shè)計人員往往將脫硫塔一般考慮有50％除塵效率，有些甚至設(shè)計為80％除塵效率。以一臺300MW機組為例，雙室3電場電除塵器煙氣出口質(zhì)量濃度256mg/m3，排放量為506mg/h，按脫硫塔除塵效率50％設(shè)計，就有253kg/h粉塵摻入石灰石漿液系統(tǒng)循環(huán)，影響脫硫效率，也加劇了循環(huán)泵和噴淋系統(tǒng)的磨損，有的電廠運行不到半年，循環(huán)泵及噴淋系統(tǒng)部件都因磨損更換。大量粉煤灰也影響石膏結(jié)晶和品質(zhì)不利于銷售。更重要的是PM10以下的粉塵不能去除，只有采用5電場或6電場的電除塵器才有可能得到改善，但在占用場地和技術(shù)經(jīng)濟比較方面電除塵就失去優(yōu)勢了。

4、電除塵器對粉塵性質(zhì)敏感,電除塵器理論上除塵效率可達(dá)到99.5%以上，但其對煙氣性質(zhì)較為敏感，受煙塵的比電阻、濃度、粒徑分布、溫度、濕度和燃燒狀況、運行中清灰效果、腐蝕等因素影響,大多運行在96.0％一99.5％。最適合電除塵處理的粉塵比電阻為106一1011Ω·Cm,比電阻低于104Ω·Cm或高達(dá)5X1012Ω·Cm都將造成電除塵器效率明顯下降。故煤的硫分和其他元素的影響很明顯，某電廠燃煙煤，灰分約20%，硫分分別為2.0%和0.5%，對應(yīng)的除塵效率為99.75％和90.00％。另外，當(dāng)飛灰中SiO2加Al2O3的質(zhì)量分?jǐn)?shù)超過85％時，除塵效率顯著降低，這是因為SiO2在高溫下的揮發(fā)再冷凝會形成極細(xì)的微粉，Al2O3也常是以極微細(xì)的高岑土粉體存在，不僅難收下，而且會在極板面上附成一層膜，難以振打清灰導(dǎo)致電除塵器工作惡化，這2種成分還是極好的絕緣材料，比電阻也很高，導(dǎo)致粉塵粘附力相當(dāng)大，其粒徑微小對荷電和收集都很難，還會形成所謂電氣揚塵和造成電暈電流的急劇增加。微量的K20和Na20在有水汽的條件下對降低比電阻很有效，但當(dāng)Al2O3和SiO2的質(zhì)量分?jǐn)?shù)較高而K2O和Na2O的質(zhì)量分?jǐn)?shù)低且灰很輕時，電除塵器難以收塵。鄭州熱電廠曾由雙室3電場改為雙室4電場效果不明顯，所以繼內(nèi)蒙古豐泰電廠2X2OOMW機組以后，鄭州熱電廠和焦作電廠共有6臺20OMW機組都改用了袋式除塵器。電除塵器對微細(xì)粉塵捕捉能力有限，所凈化的氣體粉塵質(zhì)量濃度在100一1500mg/m3，故大量的微細(xì)粉塵排入大氣中。另外，當(dāng)粉塵質(zhì)量濃度達(dá)到某一極限時通過電場的電流趨近于零，極易發(fā)生電暈閉塞而降低除塵效率。較低煙溫和較高的濕度可提高除塵效率，但也應(yīng)考慮到煙氣中含有SO3導(dǎo)致除塵器出現(xiàn)糊板、腐蝕、破壞絕緣、影響電除塵器正常工作。

5、電除塵與袋式除塵器技術(shù)經(jīng)濟比較！

以焦作某電廠22OMW機組煙氣量160萬m3/h電除塵改袋式除塵器為例。

l）投資費用及場地。要達(dá)到排放質(zhì)量濃度50mg/m3以下，若用4電場除塵器，投資費用約2000萬元，若采用袋式除塵器并考慮到阻力加大，更新3臺引風(fēng)機，總投資費用約1900萬元，大體上和改造4電場投資費用相當(dāng)。若考慮老電廠的場地和拆遷費用，電除塵器改造就比袋式除塵器高一些，而占地面積比例為4:3，體積也大1倍。

2）技術(shù)指標(biāo)。袋式除塵器改造投用后排放質(zhì)量濃度通常都小于3Omg/m3，而一臺4電場除塵器一般只能在100mg/m3左右，所以，電廠大都采用5電場甚至6電場除塵器，占用場地可想而知。

3）能耗及運行維護(hù)費用。電除塵器總能耗為827.6kw，袋式除塵器總能耗為644kw。電除塵器較袋式除塵器能耗高183.6kw，多耗電費約33萬元／年。設(shè)備運行維護(hù)費用按20年計算，電除塵器按4年大修1次，每次需用400萬元，年維護(hù)費用20萬元，20年總計2400萬元，年均維護(hù)費用120萬元。濾袋按3年更換1次，每次需450萬元，共計2925萬元，加上年維護(hù)費用，20年共計3325萬元，年均維護(hù)費用166.25萬元，每年比電除塵多46.25萬元，ZOa總計高出925萬元。按目前運行情況看，按4年換1次濾袋計算，換袋共需2250萬元，加上每年20萬元的維護(hù)費，共計2650萬元。年運行維護(hù)費袋式除塵器只比電除塵器高出12.5萬元，按4年換1次濾袋算，考慮能耗，則少了20.5萬元。國外濾袋使用壽命長達(dá)6-8年，所以其運行維護(hù)費用比電除塵器低。

4）環(huán)境社會效益分析比較。采用袋式除塵器改造后比原3電場除塵器可少排煙塵1890t/年，其中PM10以下微細(xì)粉塵933.66t/年，少繳排污費和超標(biāo)排污費275.8萬元。由于減少了粉塵量的排放，減少了對3臺引風(fēng)機的磨損，也減少了停機檢修次數(shù)，節(jié)約檢修費90萬元／年，減少停電損失約500萬元，其環(huán)境效益和社會效益顯著。

5）綜合效益比較。袋式除塵器與4電場電除塵器投資大體相當(dāng)，目前濾袋價格略有下降，所以投資和運行費用比4電場電除塵略低一些，但除塵效率比電除塵器高，袋式除塵器排放質(zhì)量濃度低于3Omg/m3，而電除塵器則在80一15Omg/m3。3電場電除塵器未改用袋式除塵器時，還要考慮引風(fēng)機磨損檢修費用，這樣袋式除塵器年運行維護(hù)費用比電除塵低43.75萬元，并可年均多發(fā)電1281萬kw·h，增加上網(wǎng)電量收入約500萬元左右。

6、采用袋式除塵器是發(fā)展的必然趨勢從減少大氣污染提高人民健康水平和達(dá)到越來越嚴(yán)環(huán)保指標(biāo)要求來看，勢必要發(fā)展高效的除塵器，電除塵器和袋式除塵器均屬高效除塵器，各有優(yōu)缺點，但要達(dá)到煙塵排放低于SOmg/m3，電除塵則使用5電場甚至6電場，增加投資和場地，在維護(hù)工作量及費用上均比袋式除塵器大得多。而且電除塵器對煤種、鍋爐的燃燒方式和煙塵物化特性很敏感而影響除塵效率，從技術(shù)經(jīng)濟分析袋式除塵器也有明顯優(yōu)勢，所以，近Za來逐漸增多，特別是老電廠改造更為明顯，成為今后燃煤電廠除塵發(fā)展的必然趨勢。

二、國內(nèi)袋式除塵器發(fā)展現(xiàn)狀和存在的問題

隨著大型脈沖噴吹長袋式除塵器的出現(xiàn)，新型耐折、耐高溫、耐腐蝕濾料開發(fā)應(yīng)用，清灰和保護(hù)系統(tǒng)自動化程度的提高，使得袋式除塵器應(yīng)用于電廠的技術(shù)問題得到了較好解決。所以，目前袋式除塵器發(fā)展很快。國內(nèi)已有1臺300MW機組袋式除塵器投用，1臺在調(diào)試；ZOOMW機組已有11臺投運，3臺正在安