燃煤烟气脱硫石膏农用的环境安全风险

王小彬，闫湘，李秀英，蔡典雄，雷梅



燃煤烟气脱硫石膏农用的环境安全风险

王小彬1，闫湘1，李秀英1，蔡典雄1，雷梅2

（1中国农业科学院农业资源与农业区划研究所，北京 100081；2中国科学院地理科学与资源研究所，北京 100101）

中国从20世纪90年代后期开始利用燃煤烟气脱硫石膏改良碱化土壤。燃煤烟气脱硫石膏是来自于电厂的脱硫废渣，是对含硫燃料（主要是煤）燃烧后产生的烟气进行脱硫净化处理而得到的工业副产物。随着中国燃煤电厂除尘、脱硫和脱硝等烟气污染控制系统的安装，在解决燃煤燃烧过程中SO2等废气减排的同时，也会产生越来越多的脱硫石膏等脱硫副产物。燃煤烟气脱硫石膏资源化利用为燃煤电厂解决越来越多的脱硫残渣处置问题而受到关注。由于燃煤烟气脱硫石膏性质和天然石膏相似，因此有研究利用燃煤烟气脱硫石膏代替天然石膏进行盐碱地改良。然而，当企业采用燃煤烟气净化技术和协同脱汞工艺，煤中有害污染物在脱硫过程中富集到烟气脱硫副产物——脱硫石膏及飞灰中，导致燃煤烟气脱硫石膏中主要有汞（Hg）、氟（F）、氯（Cl）和硒（Se）等多种污染元素的富集；脱硫飞灰中主要有砷（As）、镉（Cd）、铬（Cr）、铜（Cu）、镍（Ni）、铅（Pb）和锌（Zn）等多种污染元素的富集。研究数据显示，我国部分烟气脱硫石膏中Hg、Cd、As、Se、F和Cl等含量存在不同程度超出国家土壤环境质量标准和地下水质量标准。为保障土壤健康、食品安全和环境安全，建议应严格控制脱硫剂来源、脱硫工艺、脱硫石膏使用量，并对农田土壤环境风险进行长期监测，防止土壤中污染元素累积；未经无害化处理、有害物质超标的、存在环境安全风险的不得直接施用于农田土壤，杜绝其进入食物链而危害人类健康。

工业固体废物；环境安全评价；土壤污染；燃煤烟气脱硫石膏；重金属

采用石膏改良盐碱土已有成功的经验，石膏改良盐碱土的作用在于改善盐碱土壤的理化性质，降低土壤pH、碱化度（ESP）、提高土壤孔隙度、渗透能力等，从而改善土壤结构。中国在20世纪50年代开始了石膏改良盐碱土的研究，利用石膏配合施肥灌溉等农艺措施进行盐碱土改良是一项成熟的技术[1-5]。近年来，由于烟气脱硫是中国对燃煤电厂强制执行的一项环境保护措施，燃煤电厂引入烟气脱硫技术以减少SO2排放。由于燃煤烟气脱硫技术大多数以钙基物质作为吸收剂，最终生成一种烟气脱硫副产物——燃煤烟气脱硫石膏。中国从20世纪90年代后期开始有利用燃煤烟气脱硫石膏改良碱化土壤的研究报道，涉及区域有内蒙古土默川平原和兴安盟、宁夏银川、吉林白城等地、新疆克拉玛依地区[6-12]、山西大同盆地盐碱地[13-14]、滨海滩涂盐碱地[15-17]。

目前中国燃煤电厂除尘、脱硫和脱硝等烟气污染控制系统的主流烟气脱硫技术是湿式石灰石-石膏法，随着这一技术装置在燃煤电厂的普及，会产生更多的烟气脱硫副产物（脱硫石膏）[18]。在烟气脱硫过程中煤中各类污染物会分布到脱硫石膏、飞灰和炉渣中，并随着农用进入农田生态系统。本文力图对中国燃煤电厂烟气脱硫石膏中有害污染物状况及相关研究进行一个较为完整的分析与综述，目的是对中国工业固体废物——燃煤烟气脱硫石膏农用的环境安全风险给出一个较为客观和全面的评价。

1 燃煤烟气脱硫石膏的来源与产量

脱硫石膏主要来源于燃煤电厂石灰石/石膏法脱硫装置，每处理1吨SO2就产生烟气脱硫石膏2.7吨[19]。据环保部《2017年全国大、中城市固体废物污染环境防治年报》关于大宗工业固体废物资源利用的综合利用情况统计，2016年工业企业的脱硫石膏产生量为8 672.6万吨，占中国大宗工业固废3.0%，其中脱硫石膏产生量最大的行业是电力、热力生产和供应业，其产生量为6 643.7万吨，综合利用率为80.6%[20]。目前，中国燃煤烟气脱硫石膏主要应用于水泥调凝剂、熟石膏粉、粉刷石膏、石膏砌块、纸面石膏板等[21]；也有用于矿山填埋及公路路基回填材料[22]。近年在农业也有人尝试采用。

燃煤烟气脱硫技术于20世纪60年代中期在美国开始应用[23]。20世纪80年代末，随着燃煤烟气脱硫石膏大量产出，德国和日本及其他一些欧洲国家对燃煤烟气脱硫石膏展开了大量研究，几乎所有的燃煤烟气脱硫石膏都被应用在建材行业[24]。在石膏资源缺乏的国家如日本和德国燃煤烟气脱硫石膏利用率达100%，美国燃煤烟气脱硫石膏综合利用率为75%，主要用于水泥、建筑石膏、各种石膏板[22]。

2 污染元素在燃煤烟气脱硫副产物中的富集

采用石灰石-湿法烟气脱硫的生产过程为：石灰石经破碎、制粉、配制浆液进入吸收塔；在吸收塔内烟气中的SO2首先被浆液中的水吸收，再与浆液中的CaCO3反应生成CaSO3，CaSO3氧化后经旋流分离、洗涤和真空脱水, 最终生成石膏-二水硫酸钙晶体CaSO4·2H2O。经过洗涤和滤水处理的烟气脱硫石膏一般含有10%—20%游离水，颗粒细小松散均匀，粒径主要集中在30—60 μm[25]。燃煤烟气脱硫石膏的化学成分和其矿物组成分和天然石膏相似。两者主要区别在于燃煤烟气脱硫石膏中含多种重金属[26]。

2.1 不同类型燃煤烟气脱硫副产物中污染元素分布特征

燃煤烟气脱硫过程产生的固体副产物主要有脱硫石膏、飞灰和炉渣。根据中国燃煤电厂300—350 MW机组参数[27]，烟气脱硫副产物的3个组分产生比例分别约为24.8%、67.5%和7.7%。各组分中污染元素分布特征如图1所示。据 ALVAREZ-AYUSO研究分析[28]，其中易挥发性元素，如S、Hg、F、Cl和Se等在脱硫石膏中占比相对较高，分别约占3种副产物中总量的99%、90%、88%、80%和52%；而中等挥发性元素（如As、Cd、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn等）大多保留在飞灰中（约占3种副产物中总量的80%—94%）。

图1 燃煤烟气脱硫副产物（脱硫石膏、飞灰及炉渣）中污染元素分布特征[28]

中国有些农用试验中将脱硫石膏及飞灰混合物一并施用[6,8-9,15,29-30]，因而，其混合物污染元素成分多样复杂，既含有烟气脱硫石膏中高富集的Hg、Se、F、Cl等污染元素，还有飞灰中高富集的As、Cd、Cr、Pb、Ni、Cu和Zn等污染元素。

2.2 燃煤烟气脱硫石膏中污染元素的富集

燃煤烟气脱硫过程是一个协同脱除重金属等污染物的过程，而燃煤烟气脱硫副产物中富集有害污染元素是普遍现象。表1汇总了中国部分地区燃煤电厂烟气脱硫石膏中污染元素浓度统计数据，并列出中国煤中污染元素分布基本特征[31]及中国土壤环境背景值[32]。如表1所示，燃煤烟气脱硫过程中煤中多种污染元素如F、Cl、Hg、As、Se均向脱硫石膏中迁移并明显富集，如与中国煤中污染元素相比，烟气脱硫石膏对F、Cl、Hg、As、Se的富集（燃煤烟气脱硫石膏中污染元素与煤中污染元素浓度比值）分别约是煤的42倍、5.7倍、5.7倍、2.6倍和2.5倍；与中国土壤环境背景值相比，燃煤烟气脱硫石膏中的Se、F、Hg和Cd均超过土壤环境背景值，各自的土壤环境风险系数（燃煤烟气脱硫石膏中污染元素浓度与土壤环境背景值的比值）分别约高达24、14、13和7。

表1 中国部分地区燃煤电厂烟气脱硫石膏中污染元素浓度及其富集系数

2.3 脱硫工艺对燃煤烟气脱硫副产物中污染元素富集的影响

中国燃煤烟气脱硫石膏中污染元素浓度也取决于不同电厂燃烧的煤种、采用的脱硫工艺、以及所选用的脱硫剂。随着国家环保要求对燃煤烟气污染物排放限量的严格控制，中国燃煤电厂增加了除尘、脱硫和脱硝等烟气污染控制系统的安装，从而促使火电厂烟气脱硫技术的改进和脱硫协同脱污（如脱汞、脱砷等）效率的增强。如有资料显示[53]，相对于湿法脱硫（脱除重金属约30%左右），干法脱硫由于脱硫塔内的颗粒有着很强的吸附作用，几乎100%脱除重金属（大多富集在脱硫灰中）。以山西省境内不同火电厂湿法与干法烟气脱硫副产物重金属含量监测数据为例（表2），干法脱硫协同脱汞效果优于湿法。如与该省煤中污染元素[54]相比，干法烟气脱硫灰对Hg、As、Cr、Ni、Pb和Cu等重金属元素均有较高富集，分别约是煤的40倍、5.3倍、2.3倍、1.8倍、1.2倍和1.2倍；干法脱硫工艺的脱硫灰中的多种重金属富集浓度通常高于湿法脱硫工艺数倍（约1.5—17倍），这导致干法脱硫灰中含更高量重金属。与湿法烟气脱硫（是通过浆液中石灰（石）（CaCO3）吸收SO2烟气脱硫，脱硫产物又经氧化、洗涤、脱水沉淀生成副产物脱硫石膏）不同，干法烟气脱硫是将干态消石灰（Ca(OH)2）粉作为吸收剂，在吸收塔内与烟气污染物强烈接触发生化学反应，可有效地除去烟气中的SO2、SO3、HF和HCl[34]，并具有同步脱除烟气中多种污染物包括重金属（如Hg、As、Se和Pb等）功能[55]。由于干法脱硫灰是一种干态的混合物，它包含飞灰及消石灰反应后产生的各种钙基化合物及杂质等[53]，其中飞灰占比高达35%[55]，导致其混合物污染元素成分更多且浓度更高[34]。因此有建议，干法脱硫灰难以综合利用，只能用于道路回填[56]。若不加以控制而直接用于农田，可能导致多种有毒元素进入食物链和渗入地下水，以致危及人类健康[57]。

表2 湿法与干法脱硫工艺对烟气脱硫副产物中重金属含量的影响

为解决大量工业废渣堆积污染和资源再生问题，利用工业废渣作燃煤脱硫剂也受到不少关注。一般脱硫性能良好的碱性工业废渣均可作为脱硫剂。这类脱硫剂主要包括3种类型：CaCO3基工业废渣，如白泥、赤泥、盐泥等；Ca(OH)2基工业废渣，如电石渣；CaO基工业废渣，如钢渣。此外，废大理石渣、盐泥、粉煤灰、煤渣、镁渣等也含有较多碱性物质，具有一定脱硫效果[58]。利用工业固体废物作为脱硫剂，在脱硫的同时达到“以废治废”，并降低了脱硫剂的成本。但是，这类被重复污染的脱硫石膏再度用于农田，势必会加重土壤污染负荷，从而加倍土壤环境污染风险。随着再生脱硫剂的利用增加，其对燃煤烟气脱硫石膏二次污染的影响值得关注。

3 燃煤烟气脱硫石膏所含污染物相关环境标准

3.1 燃煤烟气脱硫副产物等固体废物的鉴别标准

2017年10月1日环境保护部和国家质量监督检验检疫总局联合发布并实施国家标准《固体废物鉴别标准通则》（GB 34330—2017）[59]，该标准对固体废物鉴别、处置、利用（固体废物生产的产品）及管理做出规定。该标准明确指出环境治理和污染控制过程中产生的物质如烟气脱硫石膏属于固体废物（4.3条）。以土壤改良、地块改造、地块修复和其他土地利用方式直接施用于土地的固体废物，仍然作为固体废物管理（5.1条）。利用固体废物生产的产物需同时满足3个条件，即符合国家、地方或行业通行的被替代原料生产的产品质量标准；符合相关国家污染物排放标准或技术规范要求，或当没有相关国家污染控制标准时，该产物中所含有害成分含量不高于利用被替代原料生产的产品中的有害成分含量；有市场需求。不满足上述3条仍然作为固体废物管理（5.2条）。可见，固体废物鉴别标准对烟气脱硫石膏是固体废物还是一种产品进行了严格的界定。

3.2 燃煤烟气脱硫副产物所含污染物相关环境标准

由于中国目前尚无制定土壤调理剂污染元素的限制标准，因此，在讨论脱硫石膏农用环境安全风险之前，先将脱硫石膏所含污染物相关的国家环境标准做一个汇总，用以对燃煤烟气脱硫石膏中主要污染元素及其农用安全性分析提供参考。表3列出中国《土壤环境质量标准》（GB 15618—1995）[60]及相关污染元素参考临界值[61-63]、《危险废物鉴别标准-浸出毒性鉴别标准》（GB 5085.3—2007）[64]、《污水综合排放标准》（GB8978—1996）[65]和《地下水质量标准》（GB/T 14848—93）[66]。表3中列出的《土壤环境质量标准》（GB 15618—1995）为II级标准限量，此分级是依据土壤环境质量分类而定，II级标准适用于一般农田、蔬菜地、茶园、果园和牧场等土壤[60]。II级标准为保障农业生产、维护人体健康的土壤限制值，超过此限量则存在对植物和环境造成危害和污染风险。对于燃煤烟气脱硫副产物等以土壤修复为由直接施用于农田，多年大剂量投入对土壤环境质量的潜在影响值得关注。

表3 相关的国家环境质量标准

参考限量Referred limits:a)Se ≤3 mg·kg-1[61]；b)F ≤800 mg·kg-1[62]；c)Cl ≤200 mg·kg-1[63]

表3中列出的《危险废物鉴别标准-浸出毒性鉴别标准》（GB 5085.3—2007）[64]和《污水综合排放标准》（GB8978—1996）[65]为国家环保部固体废物管理对污染物浸出毒性鉴别及其污染物排放控制标准。由前所述，燃煤烟气脱硫石膏是环境治理和污染控制过程中产生的固体废物[59]，本应归属于环保部门固体废物管理。国家环保部为防治固体废物尤其危险废物造成的环境污染，加强对固体废物的管理，于2007年已制定出一套国家危险废物鉴别标准，其中包括《危险废物鉴别标准-浸出毒性鉴别标准》（GB 5085.3—2007）[64]，该标准规定了固体废物危险特性技术指标，危险特性符合标准规定的技术指标的固体废物属于危险废物，须依法按危险废物进行管理。对于一般工业固体废物管理，国家环保部也制定了《一般工业固体废物贮存、处置场污染控制标准》（GB 18599—2001）[67]，其中规定固体废物浸出液中有一种或一种以上的污染物浓度超过GB 8978—1996《污水综合排放标准》[65]最高允许排放浓度，则属于第II类一般工业固体废物（其污染物浓度未超过GB 8978的属于第I类一般工业固体废物）。据此，通过浸出毒性试验，可鉴别燃煤烟气脱硫石膏的危险特性，明确其污染物特征及其固废管理类别，以及脱硫副产物中污染物（如高富集氟和氯离子）可能对地下水质量的影响。表3中列出的《地下水质量标准》（GB/T 14848—93）为III—V类水质标准限量[66]，III类水以人体健康基准值为依据，地下水超过Ⅳ和V类水标准限量则不宜饮用。

4 燃煤烟气脱硫石膏农用的环境安全风险

4.1 农田施用燃煤烟气脱硫石膏的土壤污染风险

以目前中国部分地区燃煤电厂烟气脱硫石膏中污染元素浓度统计数据，与《土壤环境质量标准》（GB 15618—1995）II级限量[60]及相关污染元素参考临界值[61-63]比较（表4）可以看出，在Hg、Cd、As、Pb和Cr五种重金属元素中，Hg、Cd和As超标率较高，分别为73%、57%和14%；特别值得注意的是Se、F和Cl，参照中国富硒区引起硒中毒临界值3 mg·kg-1[61]、中国地氟病发生区土壤氟平均值800 mg·kg-1[62]和作物的耐氯临界值200 mg·kg-1[63]，超过临界值的比率分别高达88%、73%和81%。

农田试验结果表明，碱化土壤施用烟气脱硫石膏后，土壤pH、ESP和交换性Na+含量均下降，通常土壤含盐量也随之减少[23,68-69]；但也有不少试验发现，施用烟气脱硫石膏后土壤含盐量并未减少，反而随施用量增加而增大[7-8,11,13,17]，如俄胜哲等[46]对12份不同时期的烟气脱硫石膏样品测试，发现烟气脱硫石膏中盐分含量很高，其电导率变化范围在2 240— 7 260 μS·cm-1；另据ALVAREZ-AYUSO等报道[28]，燃煤烟气脱硫石膏中通常含有许多可溶性盐，一般认为植物对盐的敏感或中度敏感的EC值通常为1 500和3 500 μS·cm-1，而燃煤烟气脱硫石膏中高盐含量已超出植物对盐的忍耐度，可能对植物生长造成危害。国内资料显示（表1），燃煤烟气脱硫石膏中氯离子含量最高可达4 900 mg·kg-1[21,47-52]，氯离子被带入农田可导致土壤积盐，其随雨水或灌溉水下渗，还可能导致水污染。

表4 中国部分地区燃煤电厂烟气脱硫石膏中污染元素浓度与土壤质量标准比较

参考限量Referred limits:a)Se ≤3 mg·kg-1[61]；b)F ≤800 mg·kg-1[62]；c)Cl ≤200 mg·kg-1[63]

4.2 燃煤烟气脱硫石膏中污染元素的渗出风险

燃煤烟气脱硫石膏中污染元素的渗出对水环境安全存在潜在风险（表5）。如王绍静等[70]采用柱淋滤模式对武汉和浙江电厂的烟气脱硫石膏2个样品中Hg、As、Pb、Cr和Ni等5种重金属组分的迁移过程进行研究（淋滤液为醋酸钠和醋酸配制的缓冲溶液，该方法和体系对应美国EPA标准方法Test Method 1311）。结果显示， 2个脱硫石膏浸出液样品中5种重金属元素中，Pb和Hg的最高淋出量超过《地下水质量标准》（GB/T 14848—93）中的V类水质标准限值[66]；如脱硫石膏样品1中Pb、As、Cr和Ni的淋滤液pH=4.0的最高淋出量分别为3.92、0.11、0.2和0.47 mg·L-1，均超出最高容许浓度（0.1 mg·L-1），其中Pb的浸出浓度已超出《污水综合排放标准》（GB8978—1996）限值（1 mg·L-1）[65]，属于第Ⅱ类一般工业固体废物。对含Hg组分而言，尽管其在5种重金属中淋出值最小，但其微量淋出也可能导致地下水污染。另根据ALVAREZ- AYUSO等[28]对燃煤烟气脱硫石膏中污染元素浸出量测定分析（表5），燃煤烟气脱硫石膏中Cl和F的浸出浓度为最高（各为261和133 mg·kg-1），其浸出率分别高达85%和17%，这与氯化物和氟化物在水中的可溶性和移动性有关；而Se和Hg的浸出率分别约9.5%和0.5%。由浸出试验结果提示，燃煤烟气脱硫石膏中污染元素如Hg、Se、F和Cl进入农田，部分可能在土壤中累积（如分别约99.5%、90.5%、83%和15%），而部分可能渗入地下水（如分别约0.5%、9.5%、17%和85%），不仅对土壤质量而且对水环境安全具有潜在风险。

表5 燃煤烟气脱硫石膏中污染元素浸出浓度与国家环境质量标准的比较

4.3 燃煤烟气脱硫石膏长期农田施用的环境安全风险

燃煤烟气脱硫石膏能否农用，既要考虑增产性能，更要注重环境安全性，特别是长期应用对农田土壤环境安全的影响。BALIGAR等[71]指出，燃煤烟气脱硫石膏的年施用量是评价其农用环境安全风险的重要因素之一。目前中国燃煤烟气脱硫石膏农田年施用量通常较高，为20—60 t·hm-2[6-17,29]。如逐年向农田长期、大剂量施入燃煤烟气脱硫石膏，其携带的污染物则可能随着年份的增加在土壤中累积。表6给出了在不同燃煤烟气脱硫石膏施用量条件下，土壤中各污染元素累积量超过土壤II级限量所需要的年限。

表6 燃煤烟气脱硫石膏中污染元素在农田土壤中累积量及超标年限估算

参考限量Referred limits:a)Se ≤3 mg·kg-1[61]；b)F ≤800 mg·kg-1[61]；c)Cl ≤200 mg·kg-1[63]

根据BALIGAR等的估算方法 Estimation method based on BALIGAR et al.[71]

以Hg为例，在烟气脱硫石膏Hg浓度为5.79 mg·kg-1（表1）、年施用量4.5 t·hm-2条件下，每年土壤中Hg累积量约为0.026 kg·hm-2（污染元素从土壤中淋溶至水体的淋溶量忽略不计），需要26年，无污染土壤中Hg累积量将达到0.68 kg·hm-2（相当于0.3 mg·kg-1），超过《土壤环境质量标准》II级限量[59]。对F、Cl和Cd而言，在浓度各为34 600、4 900和4.20 mg·kg-1（表1）、年施用量为4.5 t·hm-2条件下，无污染土壤变为污染土壤的年限分别为12、20和36年；在年施用量为22.5 t·hm-2条件下，对F、Cl、Hg、Cd和Se元素而言，无污染土壤变为污染土壤的年限只有2、4、5、7和24年。由此推知，燃煤烟气脱硫石膏如每年大量使用，就有可能导致土壤中污染元素累积量超标。

5 结论与建议

利用燃煤烟气脱硫石膏不仅为改良土壤，更为电热厂解决越来越多的燃煤烟气脱硫残渣处置而受到关注。对中国燃煤电厂烟气脱硫石膏中有害污染物相关研究的综述显示，在燃煤电厂的烟气脱硫（或协同脱污）过程中，煤中有害重金属等污染物进入脱硫石膏，导致烟气脱硫副产物存在以下环境安全隐患。

（1）土壤与水环境安全风险。燃煤烟气脱硫石膏中Hg、Cd和As超过《土壤环境质量标准》（GB 15618—1995）II级限量的比率分别为73%、57%和14%，存在土壤污染风险；部分烟气脱硫石膏检出Hg、As、Pb、Ni和Cr浸出浓度超过《地下水质量标准》（GB/T 14848—93）中V类水质标准，存在水环境污染风险。

（2）硒元素安全风险。燃煤烟气脱硫石膏中含高量硒（最高达12.4 mg·kg-1），超出硒中毒临界值（3 mg·kg-1），检出其浸出率约10%。

（3）氟化物安全风险。燃煤烟气脱硫石膏中含高量氟（最高达34 600 mg·kg-1），远超出氟中毒临界值（800 mg·kg-1），检出其浸出率约17%。燃煤烟气脱硫石膏中氟污染物进入农田和渗入地下水，存在土壤和水体氟污染风险。

（4）燃煤烟气脱硫石膏通常还含有高量氯离子，检出其浸出率高达85%，易于导致土壤盐化和地下水氯离子污染。

研究发现，部分地区燃煤烟气脱硫石膏农田施用量较高（20—60 t·hm-2），如每年大剂量使用，几年内即可能导致土壤中污染元素累积量超标。燃煤烟气脱硫石膏污染程度主要与不同产地的煤矿、选用的脱硫剂、采用烟气脱硫工艺有关。随着国家环保要求对燃煤烟气污染物排放限量的严格控制，促使火电厂烟气脱硫技术的改进和脱硫协同脱污效率的增强，燃煤烟气脱硫副产物被污染程度也会随之提高。建议对燃煤烟气脱硫石膏农田准入严格把关，对脱硫剂来源、脱硫工艺、农田用量和其中污染物严格控制，对未经过无害化处理、有害物质含量超出安全限值的，不得直接施用于农田，杜绝其进入食物链而危害人类健康。

致谢：感谢张维理研究员、马义兵研究员、胡华龙研究员、杨晓松研究员、钱光人教授、周炳炎研究员在本文撰写中给予的建议。

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（责任编辑 李云霞）

Environment Risk for Application of Flue Gas Desulfurization Gypsum in Soils in China

WANG XiaoBin1, YAN Xiang1, LI XiuYing1, CAI DianXiong1, LEI Mei2

(1Institute of Agricultural Resources and Regional Planning, Chinese Academy of Agricultural Sciences, Beijing 100081;2Institute of Geographic Sciences and Natural Resources Research, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100101)

Utilization of flue gas desulfurization (FGD) gypsum in China to improve alkaline soils started in the late 1990s. The FGD gypsum is a kind of desulfurized waste residue from power plant. It is an industrial by-product gypsum obtained by desulfurization and purification of flue gas produced by sulfur bearing fuel (mainly coal). With the increasing of installation of flue gas pollution control system, such as dust removal, desulfurization and denitrification in coal-fired power plants in China, more and more desulfurization by-product gypsum will be produced while reducing SO2emission and other harmful gases in the process of coal combustion. The utilization of FGD gypsum has attracted more attention for solving the problem with increased disposal of desulfurization residues in power plants. Because the nature of FGD gypsum is similar to that of natural gypsum, some researchers have tried to use it instead of natural gypsum in the improvement of saline alkali land. However, since some enterprises introduced flue gas purification technology and synergistic mercury removal process, several hazardous pollutants in coal would inevitably transfer into FGD by-products (FGD gypsum and fly-ash). The process of FGD and synergistic mercury removal causes the enrichment of several hazardous pollutants in FGD gypsum (mainly Hg, F, Cl, and Se), and in FGD fly-ash (mainly As, Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, and Zn). Research results indicated that the enrichment of hazardous pollutants could result in high levels of hazardous pollutants (especially Hg, Se, F and Cl) in some FGD gypsum in China, inordinately beyond the limits of Environmental Quality Standards for Soils and the limits of Environmental Quality Standards for Ground Water. In order to ensure soil health, food safety, and environmental quality, it was suggested that those FGD by-products without any harmless treatment of pollutants should not be allowed to use as for soil remediation or conditioning directly into the farmlands by solid waste disposal methods; especially material source and technology of desulfurization, application rate in farmland and long-term environmental safety risk should be concerted, to prevent hazardous pollutants from entering food chain and harming to human health.

industrial solid wastes; environmental safety risk; soil pollution; flue gas desulfurization gypsum; heavy metals

2017-09-18；

2017-11-06

粮食丰产增效科技创新重点专项课题（2016YFD0300804）

王小彬，E-mail：xbwang@caas.ac.cn。

闫湘，E-mail：yanxiang@caas.cn