燃煤烟气中Hg迁移转化特性研究

安晓雪，苏胜，向军*，黄见勋，许积庄，王乐乐，汪一，胡松，尹子骏，王中辉

燃煤烟气中Hg迁移转化特性研究

安晓雪1，苏胜1，向军1*，黄见勋2，许积庄2，王乐乐3，汪一1，胡松1，尹子骏1，王中辉1

（1．煤燃烧国家重点实验室(华中科技大学)，湖北省 武汉市 430074；2．厦门华夏国际电力发展有限公司，福建省 厦门市 361026；3．西安热工研究院有限公司苏州分公司，江苏省 苏州市 215153）

研究了300MW煤粉锅炉系统选择性催化还原(selective catalytic reduction，SCR)、低低温电除尘器、海水脱硫、湿式电除尘器等超低排放设施在不同工况、不同煤种情况下的Hg迁移特性和脱除能力。结果表明：各工况下总汞排放浓度为1.16~2.90mg/m3。最终排入大气中的汞主要以单质汞存在，还有少量氧化态汞，颗粒态汞被全部脱除；汞主要是在海水法烟气脱硫中被去除的，低低温电除尘器、海水脱硫、湿式电除尘器对总汞平均脱除率分别为25%、62%、37%；Hg2+占比是影响烟气中汞脱除效率的关键，气相中较高的Hg2+份额有利于在电除尘器和海水脱硫装置中获得较高的脱除效率；在该配备SCR脱硝、低低温电除尘器、海水脱硫、湿式电除尘器等超低排放设施的300MW煤粉锅炉电厂中，总汞平均脱除率约为83%，能够实现较大程度的汞脱除。

燃煤电厂；汞；烟气；迁移转化；超低排放

0 引言

根据《中国统计年鉴—2019》[1]，截至2018年年底，我国发电装机总量为189967万kW，其中火电为114367万kW，占比为60.24%。煤燃烧过程中会产生大量的污染物，如飞灰、粉尘、硫氧化物、氮氧化物、重金属等[2-5]，重金属元素汞(Hg)由于其毒性大、迁移距离长、持久性强，对环境和人体健康造成严重危害，其中煤炭燃烧是人类向大气排放汞的主要来源。据统计[6]，我国煤炭的平均汞含量为0.22mg/kg，主要燃煤行业大气汞排放因子为64.0%~78.2%。

烟气中汞主要以单质汞(Hg0)、氧化汞(Hg2+)和颗粒态汞(HgP) 3种形式存在。Belevi 等[7]认为Hg的沸点较低，汞单质以及金属硫化物、氧化物的沸点均低于400℃。因此在煤燃烧时，通常的炉膛温度范围内，大部分汞的化合物将分解成汞单质。煤中的汞几乎全部以Hg0的形式进入烟气，在烟气流动冷却过程中，部分Hg0转化为Hg2+和HgP。当烟气中不存在氯元素时，汞一般是以固体形式的硫酸汞凝结在细微飞灰颗粒的表面；当烟气中存在氯元素(一般是HCl形式)时，烟气中80%~ 99%的汞以氯化汞的形式存在[8-9]。

随着燃煤电厂机组烟气超低排放技术的不断改造和升级，大部分燃煤机组进行了以选择性催化还原(selective catalytic reduction，SCR)技术为主的烟气脱硝及粉尘颗粒物超低排放技术改造，国内外学者对汞的脱除与控制展开了新的研究。Pudasainee等[10]研究了Hg在污染物控制装置(air pollution control devices，APCDs)中的行为和分布特征，结果表明APCDs整体脱汞效率在43.8%~94.9%。Shigeo Ito等[11]以日本燃煤电厂作为研究对象，研究结果表明：对于易挥发性元素汞，湿法烟气脱硫装置对其去除效果明显，但是汞排放率仍要比其他以颗粒态形式存在的痕量元素高。总之，由于Hg0挥发性强，不溶于水，其排放量难以控制。SCR装置可以催化氧化Hg0生成Hg2+，静电除尘器(eletrostatic precipitator，ESP)捕集飞灰同时可去除颗粒汞。由于Hg2+的水溶性特点，可在湿法烟气脱硫(wet flue gas desulphurization，WFGD)过程中有效去除[12]。目前已有大量针对燃煤烟气中污染物脱除相关研究，但大部分对于Hg的研究主要集中在燃煤电厂Hg排放量和单个超低排放设备对Hg最终排放量的影响，而对不同工况下Hg在不同污染物脱除装置中迁移转化规律缺乏系统研究，无法从根本上解决Hg对整个系统运行及环境带来的影响。

本文以厦门某电厂300MW机组为研究对象，分别采用低、高硫煤研究了不同负荷条件下SCR、低低温电除尘器、海水脱硫(seawater flue gas desulfurization，SWFGD)以及湿式电除尘器(WESP)等超低排放设施污染物控制装置中Hg的整体迁移转化特性，以期为Hg排放控制提供理论基础。

1 研究对象及方法

1.1 研究对象

本研究对象为某电厂300MW机组，锅炉为上海锅炉厂设计制造，为亚临界参数、中间再热、控制循环、平衡通风、冷态排渣汽包炉。锅炉设计燃用山西晋北烟煤，配正压直吹式制粉系统，采用了四角切圆燃烧方式。锅炉主要燃用的煤质分析见表1。锅炉尾部烟气处理设备装置包括SCR脱硝、低低温电除尘器、海水脱硫、湿式电除尘器等超低排放设备，如图1所示。

图1 电厂烟气处理设备装置及采样点位置

SCR烟气脱硝装置采用高尘型工艺布置，设2台SCR反应器，布置在省煤器与空预器之间。反应器内催化剂按“2+1”模式布置，底层为预留层。使用的SCR催化剂是V2O5-WO3/TiO2。反应器入口设气流均布装置，且在烟道不同位置设导流板、静态混合器和整流器等装置以保证烟气和氨气进入反应器前充分混合。

锅炉烟气中烟尘收集脱除采用低低温静电除尘器，其型号为BE221/2-5，双室5电场，每个电场配4只灰斗，阳极板型为BE型，烟气流速为 1.15m/s，在除尘器内的停留时间为 15.86s，除尘效率为 99.91%。

烟气脱硫系统采用海水脱硫工艺，设计脱硫效率为 98.3%，脱硫塔的内部结构为填料塔，设计1层喷淋。洗涤烟气的海水在脱硫塔内的水力停留时间约为 2.5min，烟气与海水的接触时间约2.45s。

湿式电除尘器采用福建龙净环保股份有限公司生产的LKWESP型卧式单室单电场结构湿式电除尘器。设计粉尘去除率≥75%，PM2.5去除率≥90%，雾滴去除率≥80%，SO3去除率≥60%。

1.2 实验工况与方法

1.2.1 实验工况

烟气中Hg迁移转化特性实验分别在机组燃用高硫煤和低硫煤条件下进行。实验时机组的负荷分别稳定在300MW和170MW。实验工况如表2所示。

为了准确地表征汞的排放，在不同的时间阶段，在锅炉满载下重复了4次现场试验，以保证测量数据的准确性。在4次测试中负荷和温度的波动很小，保证了锅炉的可比性获得的数据。此外，在取样期间的4次试验中，煤的类型、空气分布和运行方式都是相同的。各工况下分别测试SCR进出口、低低温电除尘器进出口、脱硫出口、湿式电除尘器出口的Hg浓度(见图1)。

1.2.2 烟气中Hg采集与分析方法

试验过程中，在同一工况下测量各测点烟气中的 HgP、Hg0及 Hg2+浓度。汞的采样分析采用美国 EPA 推荐的安大略法(Ontario hydro method，OHM)，前期经相关现场检测数据证明，OHM满足烟气中汞的不同价态赋存方式测量要求[13]。烟气经过由加热保温系统、灰粒过滤系统、烟气吸收系统以及测量控制系统等组成的烟气取样系统。烟气吸收系统包括8个吸收瓶，其中：1、2、3号吸收瓶中为KCl溶液，用于吸收氧化汞 Hg2+；4号吸收瓶中为HNO3/H2O2混合溶液；5、6、7号吸收瓶中为KMnO4/H2SO4混合溶液，用于吸收单质汞 Hg0；8号吸收瓶中装有200~300g硅胶，用于吸收烟气中的水分。8个吸收瓶均须进行冰浴冷却。通过等速采样法采集的汞吸收液样品经消解后通过 ICP-MS 测试其中汞浓度。

2 不同装置对汞的吸收效率分析

2.1 不同工况下汞浓度变化情况

不同工况现场试验的烟气中总汞HgT浓度变化如图2所示。对于低硫煤，不同负荷条件下HgT在不同装置中的变化幅度基本相似；而对于高硫煤，在高负荷下，汞在低低温电除尘器中的脱除效果明显比低负荷好。烟气流经SCR脱硝系统时，烟气中汞的总量变化不大，但是汞的形态发生了很大的变化，这主要与SCR脱硝系统催化剂中V2O5和TiO2相互作用有关。此外，在煤灰表面的异相反应有助于煤灰细颗粒物吸附Hg2+形成HgP。因此，随着烟气流动过程中温度的降低，Hg0通过同相、异相及催化氧化反应，会不断产生Hg2+和HgP。

a—SCR入口；b—SCR出口；c—低低温电除尘器入口；d—低低温电除尘器出口；e—海水脱硫装置入口；f—海水脱硫装置出口；g—湿式电除尘器入口； h—湿式电除尘器出口。

烟气流经低低温电除尘器捕集飞灰的同时可去除颗粒汞。由于Hg2+的水溶性特点，其可在湿法烟气脱硫装置中有效去除，其中海水烟气脱硫装置脱汞效率最为明显，且大部分为Hg2+。总之，在烟气流动过程中，不同形态汞的浓度在各个设备中不断变化。在给定原料煤的特性和操作参数的情况下，电厂安装的烟气净化设备结构直接影响了汞的转化和去除。

2.2 汞在不同污染物控制装置中迁移转化特性

2.2.1 SCR脱硝装置

不同工况下SCR脱硝装置前后不同形态Hg质量浓度变化如表3所示。

表3 不同工况下SCR装置前后Hg质量浓度变化

由表3中可以发现，当烟气通过SCR时，57%~64%的Hg0被氧化为Hg2+，在SCR催化剂作用下，燃煤烟气中的酸性气体(HCl)和氧气可将Hg0氧化为Hg2+。这与蒋靖坤等[14]的研究结果相同，有研究[15-16]表明这种变化是由脱硝催化剂对汞的价态具有强烈的转化作用引起的。在SCR系统中，当烟气中Hg0经过V2O5-WO3/ TiO2催化剂的表面活性中心时，在烟气中酸性气体(如HCl、HF等)及O2的参与下，Hg0会被催化氧化成Hg2+，使Hg2+的含量增加，反应式如下：

2Hg +4HCl+O2→ 2HgCl2+2H2O (1)

值得注意的是烟气通过SCR时HgP也增加了，这可能是由于SCR出口处Hg2+增加，Hg2+的吸附性很强，很容易被飞灰吸附，以及当烟气流经取样系统时，过滤器收集的飞灰能够进一步吸附颗粒态汞，因此HgP同步增加。

各工况实验结果表明，SCR催化剂具有较强的氧化Hg0到Hg2+的能力，提高了烟气中Hg2+/ HgT的比例。其中对于工况T-02，烟气中Hg2+/HgT的比例由SCR前的40%提高到SCR后的72%。相比之下，Hg0/HgT的比例由SCR前的40%下降到SCR后的16%。相应地，HgP略有增加，说明Hg0转化成了Hg2+和HgP。这种变化是由脱硝催化剂对汞的价态具有强烈的转化作用引起的。若要进一步控制 Hg的污染排放，建议使用脱汞催化剂，以增加 SCR 催化剂对 Hg0的氧化能力。另外有研究[10]表明，提高烟气中HCl浓度和降低烟气流速都能促进Hg的氧化，随后通过烟气脱硫(FGD)和电除尘器(ESP)装置去除烟气中的大部分汞。

2.2.2 低低温电除尘器

低低温电除尘器电场飞灰对烟气中汞的脱除一方面取决于电除尘器对飞灰颗粒的捕捉能力，另一方面取决于烟气中氧化态汞的吸附能力。实验中4个不同工况下低低温电除尘器前后的汞不同形态浓度变化如图3所示。当电除尘器收集烟气中的飞灰进行分离脱除时，可以同时捕捉到飞灰吸附的HgP。根据图3中的数据，当烟气通过电除尘器时，HgP几乎完全被去除。

另外，各工况Hg2+的减少也非常明显，这是由于飞灰对Hg2+具有很强的吸附作用，吸附了Hg2+的飞灰会被除尘器脱除。飞灰对烟气汞的吸附率取决于多种因素，一般认为飞灰吸附Hg2+的能力与飞灰的含碳量有关。文献[18]研究表明：在含碳量较低时，飞灰对汞的吸附能力随着含碳量的增大而增强，近似成正比例关系，随着含碳量的不断增加，飞灰对汞吸附量的增长速度逐步减缓直至几乎不变。与此同时，由于飞灰对Hg0具有氧化作用，能促使Hg0向Hg2+转化，Hg0也略有减少。Hower等[19]认为，在电除尘器高温区，飞灰中的碳先与卤素(HCl、Cl2或Cl)反应，当飞灰进入电除尘器的低温区时，这些再与Hg0反应生成稳定的化合物，但其中Hg0变化因素较复杂，其中的具体原因有待进一步的研究。

在本次实验中，4个不同工况的结果表明：低低温电除尘器可以去除绝大部分HgP，同时可以吸附部分Hg2+，而对单质汞脱除作用不明显。

2.2.3 海水脱硫装置

图4是不同工况下海水脱硫装置前后Hg2+、Hg0、HgP浓度，从图4可以看出，烟气流经海水脱硫系统后，大部分氧化态汞 Hg2+被脱除。4种工况下海水脱硫系统入口Hg2+质量浓度分别为 3.99、3.83、8.26、8.15mg/m3，海水脱硫对Hg2+的脱除效率分别为71.2%、72.8%、80.3%、84.4%。

图4 不同工况下海水脱硫装置入口、出口Hg2+、Hg0、HgP浓度

烟气在通过SWFGD时，由于Hg2+的水溶性，Hg2+可被海水吸收，与海水中溶解的硫化物反应形成不溶于水的HgS，从而被脱除。其反应式为

HS-+ Hg2+=HgS¯+H+(2)

这也是SWFGD脱硫系统对氧化态汞脱除效率很高的原因。但对于单质汞，由于其难溶于水，很难将其脱除。

另有研究[20]表明，金属离子(如Ca、Mg、Fe等)会促进Hg2+的还原，反应式为

2M2++Hg2+=Hg0+2Me3+(3)

式中M代表金属元素。

同时，烟气中的SO2会促进Hg2+还原反应的发生，反应式为

H2O+SO2=H++HSO3-(4)

HSO3-+H2O+Hg2+=Hg0+SO42-+3H+(5)

在SWFGD系统中，吸收SO2后，溶液中亚硫酸氢根的浓度增加，促进氧化态汞Hg2+发生还原反应，生成单质汞[21]，从而使海水中吸收的部分Hg2+可通过进一步反应还原为Hg0，再释放回烟气中，最终降低SWFGD的整体Hg2+去除效率。燃用高硫煤工况下SWFGD对Hg2+具有更高的脱除效率，这可能是由于对Hg2+的还原反应中式(3)起到主导作用。

经过SWFGD后HgT显著降低，海水烟气脱硫装置脱汞效率最为明显，且大部分为Hg2+，因此如何抑制Hg2+的还原、提高烟气中Hg2+占比份额，是提高SWFGD的脱汞效率的关键。

2.2.4 湿式电除尘器

湿式电除尘器与干式电除尘器的工作原理类似，通过制造高压静电场使得气体电离，烟气中粉尘颗粒和雾滴颗粒荷电后在电场力的作用下收集在集尘表面。相对于ESP，湿式电除尘器电晕电流大，荷电效果好，微细粉尘去除率高，对燃烧中、高硫煤锅炉产生的亚微米级的颗粒物和酸雾排放具有更好的捕集能力[22]，因此，WESP的除尘效率及脱汞效率均较高。

图5是不同工况下湿式电除尘器入口、出口Hg2+、Hg0、HgP浓度。结果表明，4种不同工况下湿式电除尘器对 HgT的脱除效率在34%~43%。由于WESP布置于脱硫塔之后，经过前段多个设备吸收脱除净化之后，其入口烟气中汞的含量较低，导致实际的协同脱汞效率并不显著。在4种不同工况测试中，最终排入大气中的汞大部分为单质汞，还有少量氧化态汞，颗粒态汞被全部脱除。经过一系列现有的污染物控制装置后，烟囱入口总Hg的质量浓度基本为1.16~2.90mg/m3。

3 燃煤电厂烟气中汞排放控制特性

为获得ESP、SWFGD、WESP对烟气中Hg的脱除效率，定义APCDs对重金属元素的脱除效率为

式中：为重金属元素的脱除效率，%；in，out分别为APCDs 入口、出口烟气中重金属元素的质量浓度，mg/m3。

计算得到各APCDs对烟气中HgT的脱除效率如表4所示。机组所有环保设施对烟气中总汞HgT的总协同脱除效率范围为79%~85%。

表4 不同工况下各装置HgT的脱除效率

烟气中汞的迁移转化如图6所示。在烟气的流动过程中，随着温度的逐渐降低，烟气中的部分Hg0经过均相、异相或SCR脱硝系统中催化剂氧化，转变为Hg2+，部分Hg0通过化学或物理吸附，与烟气中的飞灰等细颗粒物相互作用，转变为HgP。电除尘器可以去除绝大部分HgP，海水脱硫系统能够脱除大部分Hg2+，烟气流经湿式电除尘器后，汞污染物能够得到进一步脱除。

研究结果表明：经过一系列现有的污染物控制装置后，烟囱入口总Hg的质量浓度基本为 1.16~2.90mg/m3，远低于《火电厂大气污染物排放标准》(GB 13223—2011)中规定的排放限值0.03mg/m3，同时与国外相关标准对比，汞污染排放也属于先进水平。针对燃煤电厂汞排放限制要求提高的趋势，若电厂需进一步控制Hg污染排放，SCR装置和专门的汞污染物减排技术相结合，使用脱汞催化剂以及增加SCR催化剂对Hg0的氧化能力，以生成更多的Hg2+，在后续的海水脱硫、湿式电除尘装置中进一步脱除，强化除尘和脱硫过程对烟气中汞的协同脱除。但对于弃置的飞灰或脱硫石膏，其中的汞也可能造成大气、土壤和地下水环境的二次污染。因此，副产物中汞的环境稳定性非常值得关注[23]。

4 结论

针对某电厂一台300MW煤粉锅炉系统的SCR脱硝、低低温电除尘器、海水脱硫、湿式电除尘器前后烟气进行了不同形态汞浓度的测量，研究了电厂各超低排放污染物控制装置中Hg的整体迁移转化特性，揭示了各设备对烟气中汞的脱除效果，得出以下结论：

1）锅炉在不同煤种高低2种负荷条件下，烟囱入口总汞的质量浓度为1.16~2.90mg/m3，最终排入大气中的汞以单质汞为主，还有少量氧化态汞，颗粒态汞被全部脱除。

2）各种工况条件下SCR 脱硝系统对Hg0的氧化效率在60%左右；低低温电除尘器可以去除绝大部分HgP，其平均脱汞效率约为25%；4种工况下海水脱硫系统能脱除71%~85%的Hg2+，其平均脱汞效率为62%；烟气流经湿式电除尘器后，汞污染物能够进一步脱除，湿式电除尘器平均脱汞效率为37%。

3）Hg2+浓度是影响烟气中汞脱除效率的关键，气相中较高的Hg2+浓度有利于在电除尘器和海水脱硫装置中获得较高的脱除效率。

4）在配备SCR脱硝、低低温电除尘器、海水脱硫、湿式电除尘器等超低排放设施组合的 300MW煤粉锅炉电厂中总汞平均脱除率约为83%，能够实现较大程度的汞脱除。

[1] 中华人民共和国国家统计局．中国统计年鉴：2019[M]．北京：中国统计出版社，2019．

National Bureau of Statistics of China．China statistical yearbook：2019[M]．Beijing：China Statistics Press，2019．

[2] 岑可法，姚强，骆仲泱．燃烧理论与污染控制[M]．北京：机械工业出版社，2004．

Cen K F，Yao Q，Luo Z Y．Combustion theory and pollution control[M]．Beijing：China Machine Press，2004．

[3] 朱跃，杨用龙．燃煤电厂超低排放湿法脱硫治霾影响分析[J]．发电技术，2020，41(3)：295-300．

Zhu Y，Yang Y L．Influence analysis on haze control of ultra-low emission wet flue gas desulfurization of coal-fired power plants[J]．Power Generation Technology，2020，41(3)：295-300．

[4] 陈招妹，刘含笑，崔盈，等．燃煤电厂烟气中SO3的生成、危害、测试及排放特征研究[J]．发电技术，2019，40(6)：564-569．

Chen Z M，Liu H X，Cui Y，et al. Study on generation, hazard, testing and emission characteristics of SO3in flue gas of coal-fired power plants[J]．Power Generation Technology2019，40(6)：564-569．

[5] 李德波，曾庭华，廖永进，等．火电厂超低排放技术路线关键技术与工程应用[J]．广东电力，2018，31(1)：17-24．

Li D B，Zeng T H，Liao Y J，et al． Key technology for ultra-low emission technical route selection of thermal power plant and related engineering application[J]．Guangdong Electric Power，2018，31(1)：17-24．

[6] 王起超，沈文国，麻壮伟．中国燃煤汞排放量估算[J]．中国环境科学，1999(4)：318-321．

Wang Q C，Shen W G，Ma Z W．The estimation of mercury emission from coal combustion in China [J]．China Environmental Science，1999(4)：318-321．

[7] Belevi H，Moench H．Factors determining the element behavior in municipal solid waste incinerators．1．field studies[J]．Environmental Science & Technology，2000，34(12)：2501-2506．

[8] Raik S，Heinz K，Heinz G．Oxidation and reduction of mercury by SCR DeNOcatalysts under flue gas conditions in coal fired power plants[J]．Applied Catalysis B Environmental，2014，144：486-497．

[9] 张安超，宋军，盛伟，等．煤燃烧前及现有污染物控制装置脱汞技术[C]//18届全国二氧化硫氮氧化物汞污染防治技术暨细颗粒物治理技术研讨会．洛阳，2014．

Zhang A C，Song J，Sheng W，et al．Mercury removal technology before coal combustion and existing pollutant control devices[C]//18th National Symposium on Prevention and Control Technology of Sulfur Dioxide, Nitrogen Oxide and Mercury Pollution and Fine Particulate Matter Control Technology．Luoyang，2014．

[10] Pudasainee D，Kim J H，Yoon Y S，et al．Oxidation，reemission and mass distribution of mercury in bituminous coal-fired power plants with SCR，CS-ESP and wet FGD[J]．Fuel，2012，93：312-318．

[11] Ito S，Yokoyama T，Asakura K．Emissions of mercury and other trace elements from coal-fired power plants in Japan[J]．Science of the Total Environment，2006，368(1)：397-402．

[12] 周劲松，骆仲泱，任建莉，等．燃煤汞排放的测量及其控制技术[J]．动力工程学报，2002，22(6)：2099-2104．

Zhou J S，Luo Z Y，Ren J L，et al．Measurement and control of mercury emissions from coal-fired boilers [J]．Power Engineering，2002，22(6)：2099-2104．

[13] Su S，Liu L J，Wang L L，et al．Mass flow analysis of mercury transformation and effect of seawater flue gas desulfurization on mercury removal in a full-scale coal-fired power plant[J]．Energy Fuel，2017，31(10)：11109-11116．

[14] 蒋靖坤，郝吉明，吴烨，等．中国燃煤汞排放清单的初步建立[J]．环境科学，2005，26(2)：35-39．

Jiang J K，Hao J M，Wu Y，et al．Development of mercury emission inventory from coal combustion in China[J]．Environmental Science，2005，26(2)：35-39．

[15] Zhang M Z，Wang P，Dong Y，et al．Study of elemental mercury oxidation over an SCR catalyst with calcium chloride addition[J]．Chemical Engineering Journal Lausanne，2014，253:243-250．

[16] Hiroyuki K，Shun-ichiro U，Toshiyuki N，et al．Mercury oxidation over the V2O5(WO3)/TiO2commercial SCR catalyst[J]．Industrial & Engineering Chemistry Research，2008，47(2)：8136-8141．

[17] Zhuang Y，Laumb J，Liggett R，et al．Impacts of acid gases on mercury oxidation across SCR catalyst [J]．Fuel Processing Technology，2007，88(10)：929-934．

[18] 王运军．燃煤烟气汞形态转化及汞吸附机理研究[D]．南京：东南大学，2010．

Wang Y J．Study on mercury transformationin coal- fired flue gas and mercury adsorption on mechanism [D]．Nanjing：Southeast University，2010．

[19] Hower J C，Senior C L，Suuberg E M，et al．Mercury capture by native fly ash carbons in coal-fired power plants[J]．Progress of Energy Combust Science，2010，36(4)：510-529．

[20] Ochoa-Gonzalez R，Diaz-Somoano M，Martinez- Tarazona M R．Influence of limestone characteristics on mercury re-emission in WFGD systems [J]．Environmental Science & Technology，2013，47(6)：2974-2981．

[21] 杨宏旻，LIU Kun-lei，CAO Yan，等．电站烟气脱硫装置的脱汞特性试验[J]．动力工程学报，2006，26(4)：554-557．

Yang H M，Liu K L，Cao Y，et al．Demercurization property of flue gas desulfurization[J]．Journal of Chinese Society of Power Engineering，2006，26(4)：554-557．

[22] 莫华，朱法华，王圣，等．湿式电除尘器在燃煤电厂的应用及其对PM2.5的减排作用[J]．中国电力，2013，46(11)：62-65．

Mo H，Zhu FH，Wang S，et al．Application of WESP in coal-fired power plants and its effect on emission reduction of PM2.5[J]．Electric Power，2013，46(11)： 62-65．

[23] 殷立宝，禚玉群，徐齐胜，等．中国燃煤电厂汞排放规律[J]．中国电机工程学报，2013，33(29)：1-9．

Yin L B，Zhuo Y Q，Xu Q S，et al．Mercury emission from coal-fired power plants in China[J]．Proceedings of the CSEE，2013，33(29)：1-9．

Hg Formation and Transformation Characteristics in Flue Gas of Coal-fired Boiler

AN Xiaoxue1, SU Sheng1, XIANG Jun1*, HUANG Jianxun2, XU Jizhuang2, WANG Lele3, WANG Yi1, HU Song1, YIN Zijun1, WANG Zhonghui1

(1. State Key Laboratory of Coal Combustion (Huazhong University of Science & Technology), Wuhan 430074, Hubei Province, China; 2. Xiamen Huaxia International Power Development Co., Ltd., Xiamen 361026, Fujian Province, China;3. Suzhou Branch, Xi’an Thermal Power Research Institute Co., Ltd., Suzhou 215153, Jiangsu Province, China)

The transfer characteristics and removal capability of Hg in ultra-low emission facilities such as selective catalytic reduction (SCR), low temperature electrostatic precipitator, seawater desulfurization and wet electrostatic precipitator in a 300MW coal-fired boiler of a power plant were studied under different working conditions and different types of coal.The results show that under different working conditions, the total emission concentration of mercury is basically 1.16–2.90mg/m3. The final release of mercury into the atmosphere is mainly composed of elemental mercury and a small amount of oxidized mercury, the particulate mercury was completely removed. Most mercury is removed in seawater flue gas desulfurization. The overall removal efficiency of mercury of low temperature electric precipitator, a seawater flue gas desulfurization scrubber and wet electric precipitator is 25%, 62% and 37% respectively on average. The proportion of Hg2+is the key to affect the efficiency of mercury removal in flue gas, and the higher proportion of Hg2+in flue gas is beneficial to obtain higher efficiency in electrostatic precipitators and seawater flue gas desulfurization devices. In the 300MWcoal-fired boiler of a power plant equipped with a selective catalytic reduction unit, a low temperature electrostatic precipitator, a seawater flue gas desulfurization scrubber, and a wet electrostatic precipitator and other ultra-low emission facilities, the average removal rate of total mercury is about 83%, which can achieve greater levels of mercury removal.

coal-fired power plants; mercury; flue gas; migration; ultra-low emission

10.12096/j.2096-4528.pgt.20079

TK 16

国家自然科学基金项目(U1910214，51976072)；国投电力科技项目(2020-KJ-007)。

Project Supported by National Natural Science Foundation of China (U1910214, 51976072); SDIC Power Technology Project (2020-KJ-007).

2020-09-04。

(责任编辑 辛培裕)