燃煤煙氣污染物控制裝置協同脫汞特性研究

鄭逸武,段鈺鋒,湯紅健,李春峰,柳 帥,陳明明

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燃煤煙氣污染物控制裝置協同脫汞特性研究

鄭逸武,段鈺鋒*,湯紅健,李春峰,柳 帥,陳明明

(東南大學能源與環境學院,能源熱轉換及其過程測控教育部重點實驗室,江蘇 南京 210096)

采用Ontario Hydro方法對某100MW燃煤機組進行了煙氣汞取樣測試,獲得了選擇性催化還原(SCR)脫硝裝置、靜電除塵器(ESP)和濕法煙氣脫硫裝置(WFGD)對煙氣汞形態轉化和脫除特性規律.借助程序升溫脫附(TPD)、掃描電子顯微鏡分析(SEM)和X射線熒光光譜分析(XRF)等方法探究了飛灰對汞的吸附特性及吸附后汞的熱穩定性.結果表明,在75%MCR和85%MCR不同的機組負荷下,SCR+ESP+WFGD對煙氣總汞(HgT)的聯合脫除率分別為92.83%、81.66%.SCR對元素汞(Hg0)的氧化率與燃煤氯(Cl)含量正相關,Cl含量為500mg/kg時,氧化率高達96.18%.ESP在完全脫除顆粒汞(HgP)的同時對Hg0和氧化態汞(Hg2+)的平均脫除率分別為12.73%和27.79%,ESP飛灰中的未燃盡炭和金屬氧化物(Al2O3、Fe2O3)是吸附氣態汞的關鍵組分,汞在飛灰表面主要以HgCl2、HgS(紅色)和HgO的形態存在,高于190℃時會分解再釋放.WFGD對Hg2+的平均脫除率為91.10%,并能將部分Hg2+還原成Hg0,存在明顯的汞二次釋放問題.

燃煤煙氣；污染物控制裝置；汞形態；脫除特性；汞再釋放

汞作為燃煤煙氣第四大污染物,因其具有的劇毒性、易遷移性、生物富積性和高度隱蔽性,引起了世界范圍內的廣泛關注[1].燃煤是最大的大氣人為汞排放源,聯合國環境規劃署(UNEP) 2013年公布的全球汞排放數據顯示,煤燃燒產生的大氣汞排放量占全部人為汞排放量的四分之一[2].為有效控制燃煤汞排放,2011年12月,美國環保署(EPA)正式頒布了燃煤電廠汞及大氣有毒污染物排放標準MATS,確定了1.2μg/m3的燃煤煙氣汞濃度排放限值[3].同年,我國也首次將汞納入《火電廠大氣污染物排放標準》(GB13223—2011)中,規定燃煤鍋爐汞及其化合物排放限值為30μg/m3[4].北京市于2015年頒布的《鍋爐大氣污染物排放標準》,更是將這一限值嚴格規定為0.5μg/m3[5].

燃煤煙氣中的汞主要以元素汞(Hg0)、氧化態汞(Hg2+)和顆粒汞(HgP)3種形態存在,三者之和即為總汞(HgT)[6].其中,Hg0具有易揮發、難溶于水和較強的化學反應惰性,是煙氣中汞的主要存在形態;煙氣中的Hg2+以弱酸性的HgCl2為主,水溶性好并具有活潑的化學反應特性,可以被濕法煙氣脫硫裝置(WFGD)中的堿性吸收液有效脫除,但已吸收的部分Hg2+會以Hg0的形式再排出,存在汞的二次釋放問題[7];HgP吸附于固體顆粒表面,常伴隨顆粒物的捕集而被脫除.近年來為進一步控制燃煤污染物的排放,我國推行的燃煤電廠超低排放(ULE)標準進一步將煙塵、氮氧化物(NO)、二氧化硫(SO2)等污染物排放限值降低為5、35和50mg/m3[8].為滿足這一要求,污染物控制裝置(APCDs)在我國燃煤電廠普遍應用,據《國家環境保護“十二五”規劃》報告[9],截止2015年底,我國燃煤電廠污控組合以SCR+ESP+ WFGD為主,安裝比例達到66%.APCDs在控制常規污染物的同時,對煙氣汞也具有協同脫除效果,同時因其經濟性和高效性已引起了大量的研究.Wang等[10]在對我國六座典型燃煤電廠進行汞排放現場測試后得出,ESP、ESP+WFGD、ESP+FGD-FF的平均脫汞率分別為24%、73%和66%.Tang等[11]分別應用安大略法(Ontario hydro method, OHM)和EPA-30B方法對某660MW燃煤機組APCDs前后進行了煙氣汞取樣,發現SCR+ESP+WFGD+WESP的聯合脫汞率高達84.54%~95.08%,APCDs的脫汞率與鍋爐運行負荷有關.Zhang等[12]發現安裝有SCR+LTE+ ESP+WFGD+WESP的超低排放機組的聯合脫汞效率為88.5%-89.6%,煤燃燒過程中產生的汞主要富集在飛灰、脫硫產物等燃燒副產物上.但目前有關各污染物控制裝置對燃煤煙氣中汞形態轉換和脫除特性的影響機制,以及汞在飛灰上的穩定性和脫硫漿液中汞的二次釋放的研究較少.因此,研究燃煤電廠APCDs對煙氣汞的協同脫除特性以及汞在燃燒副產物上的穩定性和二次釋放問題對燃煤煙氣脫汞技術的開發以及脫汞產物的合理處置和汞二次污染的防治有重要意義.

本文采用國際公認的固定源煙氣汞形態濃度取樣OHM方法,對某100MW燃煤機組分別在75%MCR、85%MCR運行負荷下進行了APCDs前后煙氣等速取樣分析.同時分別采用7473和 7470A標準方法采集和測定了入爐煤、底渣、ESP電場灰、脫硫產物等固體樣品和脫硫工藝水、脫硫廢水等液體樣品中的汞含量,獲得了SCR、ESP、WFGD前后煙氣中汞形態分布特性.基于以上數據,探討了鍋爐機組現有的APCDs對煙氣汞的協同脫除效率和形態轉化機理以及存在的汞二次釋放問題.同時,借助程序升溫脫附(TPD)技術,掃描電子顯微鏡分析(SEM)和X射線熒光光譜分析(XRF)等方法探討了飛灰對汞的吸附特性以及汞在飛灰上的賦存形態和熱穩定性,以期為我國燃煤電廠汞的脫除和汞的二次污染防治提供強有力的借鑒意義.

1 材料與方法

1.1 取樣和分析方法

全鍋爐系統汞排放現場測試取樣點分布如圖1所示.被測機組為額定裝機容量100MW的煤粉爐,為保證取樣數據的同時性和準確性,在SCR、ESP、WFGD前后同時進行煙氣等速取樣.煙氣取樣采用OHM標準方法[13],取樣系統如圖2所示,取樣槍后的玻璃纖維濾筒用于捕獲煙氣中的HgP,Hg2+由3個相鄰盛有1mol/L KCl溶液的吸收瓶吸收,Hg0則由1個盛有5% HNO3-10% H2O2和3個盛有10% H2SO4-4% KMnO4的組合吸收瓶吸收.取樣結束后,需對樣品進行恢復和消解,使用 Hydra AA 全自動測汞儀(Leeman,美國)進行汞含量測定,最低檢出限為1ng/L.

煙氣取樣的同時,每隔0.5h采集一次入爐煤、底渣、ESP電場灰、脫硫產物、脫硫新鮮漿液以及脫硫廢水等固液樣品.固體樣品中的汞含量測定使用Hydra II C全自動汞分析儀(Leeman,美國),最低檢出限為0.001ng.液體樣品中的汞含量測定使用AFS8220原子熒光光譜儀(吉天,中國),最低檢出限為1ng/L.

1.2 TPD實驗和表征方法

汞在飛灰上的賦存形態和熱穩定性由TPD實驗確定.實驗裝置主要由臥式管式爐、PIC控制升溫系統和VM3000在線測汞儀(Mercury Instruments GmbH,德國)組成.實驗過程中氮氣(N2)作為負載氣,總氣量為2L/min,脫附出的汞由N2攜帶進入VM3000測汞儀.升溫速率通過PIC控制,設定為10℃/min,由室溫加熱到700℃.

采用ASAP2020M型全自動比表面積及孔隙度分析儀(Micromeritics,美國)測定飛灰樣品的比表面積和孔隙結構.采用環境掃描電鏡(Sirion 200,FEI,荷蘭)觀察和分析不同工況下飛灰樣品的微觀形貌特征,并采用X射線熒光光譜儀(ARL ADVANT￠XP,荷蘭)測定飛灰中主要的無機組分.飛灰中的未燃盡炭含量則利用馬弗爐測定,首先將樣品置于102℃的烘箱中8h去除其中的水分,隨后在馬弗爐800℃高溫環境下連續煅燒3h,樣品前后質量差的百分比即為未燃碳含量.

圖1 燃煤鍋爐系統現場取樣點分布

圖2 OHM標準方法煙氣汞形態濃度取樣系統

2 結果與討論

2.1 煤樣分析

鍋爐系統在75%MCR、85%MCR運行負荷下使用的燃煤工業分析和元素分析結果如表1所示.煤品質、特性的不同勢必對煙氣中汞含量和形態分布有影響,研究表明,煤中汞元素和氯元素含量對其影響重大[14-15].由煤樣分析結果可知,該機組使用的燃煤汞含量與我國燃煤平均汞含量220μg/kg相當[16],75%MCR工況下使用的燃煤汞含量為185.87μg/kg,低于85%MCR工況下的燃煤汞含量227.02μg/kg.兩種工況下使用的燃煤中氯含量分別為500mg/kg和300mg/kg,均遠高于我國燃煤平均氯含量220mg/kg[17].測試的燃煤硫含量較低,屬于低硫煤.

表1 燃煤的工業分析和元素分析

2.2 汞質量平衡和分布

各污染物控制裝置前后以及全鍋爐系統的汞質量平衡率如圖3所示.由于測試過程中鍋爐運行參數的變化造成耗煤量、煙氣流量的波動,以及不可避免的人為誤差等因素,一般認為汞質量平衡率在70%~130%之間的測試結果是可信的[18].由圖3可得,75%MCR和85%MCR下,全鍋爐系統的汞質量平衡率分別為81.10%和84.94%,各污染物控制裝置前后的汞質量平衡率分別為74.08%~82.76%、72.20%~85.53%,均滿足誤差要求,表明測試結果具有可靠性.

圖3 燃煤電廠汞質量平衡

圖4反映了全鍋爐系統汞質量分布情況.在較高的爐膛環境溫度下,煤中的汞元素幾乎全部以氣態Hg0形式進入到煙氣中,因此兩種工況下煤燃燒后存在于底渣中的汞質量比例均不到1%.煙氣經過現有的APCDs后,排入大氣的氣相汞占比分別為8.99%、18.91%,煙氣汞主要富集在ESP飛灰上.尤其是75%MCR工況下,飛灰中富集的汞占比達到61.57%,這是因為該機組使用的燃煤中Cl含量較高,燃燒后Cl元素主要以HCl的形式存在于煙氣中,能將Hg0有效氧化成易吸附在飛灰顆粒表面的Hg2+,從而使煙氣汞在飛灰上有效富集.

圖4 燃煤電廠汞質量分布

2.3 APCDs對汞形態轉換和脫除特性

空氣污染物控制裝置在控制SO2、NO和粉塵排放的同時,對燃煤煙氣汞形態轉化和脫除特性有重要影響.表2是不同運行負荷下APCDs前后煙氣中各形態汞濃度分布情況,由表2可知, 85%MCR工況下SCR入口煙氣中HgT濃度高于75%MCR,這是因為85%MCR工況下使用的燃煤中汞含量高于75%MCR,由于易揮發,煤燃燒時煤中的汞難以在底渣中存留,幾乎全部析出進入到煙氣中.

表2 各取樣點前后煙氣中各形態汞濃度分布

2.3.1 SCR脫硝裝置 SCR脫硝裝置對煙氣中汞形態分布和含量變化影響見表2.可以看出, 75%MCR和85%MCR工況下,SCR對煙氣HgT直接脫除作用微弱,脫除效率僅為10%左右.SCR脫硝裝置對煙氣汞的脫除主要是由SCR固體催化劑表面對煙氣汞的吸附造成.經過SCR后,Hg2+和Hg0的濃度發生了明顯變化,75%MCR和85%MCR工況下燃煤煙氣中的Hg2+濃度分別由SCR前的4.15、3.52μg/m3上升為SCR后的16.36、15.14μg/m3,Hg0濃度則由15.43、16.58μg/m3降低為SCR后的0.59、2.86μg/m3,Hg0的氧化率[19]分別為96.18%和82.75%.SCR系統對Hg0具有氧化作用的原因在于SCR催化劑(V2O5-WO3/TiO2)能通過Deacon反應使煙氣中的HCl和O2反應,生成具有強氧化性的Cl2及相關聯的Cl原子,進而將Hg0氧化,反應過程如式(1)~式(3).可見,SCR對Hg0的氧化性能與煙氣中的HCl含量密切相關,而HCl主要來源于煤中的Cl元素,75%MCR工況下SCR系統對Hg0的氧化率高于85%MCR工況,正是由于75%MCR工況下使用的燃煤中Cl含量較高所致.這與Wang等[10]的研究結果相吻合.

圖5 ESP脫汞效率

2.3.2 靜電除塵裝置 靜電除塵器(ESP)是燃煤電廠最常用的顆粒物捕集裝置,我國已安裝ESP的燃煤電廠裝機容量占全國總量的85%以上[9].圖5是兩種工況下ESP對各形態汞的脫除率.由圖5可知,兩種工況下ESP均能完全脫除HgP,75%MCR工況下,ESP對Hg0、Hg2+的脫除率分別為13.56%、32.33%,對HgT的脫除率為34.91%;85%MCR工況下,ESP對Hg0、Hg2+的脫除率分別為11.89%、23.25%,對HgT的脫除率為24.10%.本測試機組安裝的ESP對HgT的脫除率遠高于文獻報告中我國ESP對HgT的平均脫除率11%[20],得益于前述SCR裝置將大部分Hg0催化氧化成了Hg2+,進而更易被ESP捕集. Pudasainee等[21]認為ESP只能有效脫除HgP,對煙氣中的氣態汞(Hg0和Hg2+)幾乎沒有脫除效果,但本次測試結果表明ESP對Hg0和Hg2+的平均脫除率分別為12.73%和27.79%,原因可能是受到煙氣組分以及飛灰物化性質的影響.此外,值得注意的是飛灰作為燃煤副產物常被應用于水泥、灰磚等材料的生產,在再利用過程中會經歷一系列高溫煅燒過程[22].因此有必要進一步研究飛灰對汞的吸附特性以及吸附后汞在飛灰上的熱穩定性,防止汞的二次釋放造成污染.

表3是75%MCR和85%MCR工況下ESP飛灰(記為FA-75、FA-85)中的汞含量、未燃盡炭(UBC)含量以及孔隙結構參數.可以看出,兩種工況下的飛灰比表面積、孔徑和微孔容積均十分相近,但FA-75中的汞含量高于FA-85,這是由于FA-75中的UBC含量較高,更有利于汞的吸附.由飛灰的SEM掃描結果和EDS圖譜(圖6)同樣可以看出,FA-85表面多以含碳量較低(2.78%)的硅酸鹽球形顆粒為主,而FA-75中可以明顯看出存在小塊狀的堆積形成很多褶皺,褶皺區域碳質量分數高達35.13%,從而可以推測出褶皺區域是由于75%MCR工況下爐膛環境溫度相對較低,煤粉燃燒不充分,UBC堆積而成.除UBC以外,金屬氧化物被認為是飛灰中吸附汞的另一關鍵組分[23].表4是飛灰中的主要無機成分組成,可以看出,飛灰中的金屬氧化物主要包括Al2O3、TiO2、Fe2O3、CaO和MgO. Wang等[24]通過固定床實驗分別探究了上述5種金屬氧化物對Hg0的吸附性能,發現Al2O3和Fe2O3對Hg0具有一定吸附能力,且Al2O3的吸附能力更強.Lee等[25]進一步研究表明飛灰中的Fe2O3和Al2O3之所以能有效吸附和氧化Hg0,原因在于自身的晶格氧能將Hg0氧化成HgO,生成的HgO進一步與Fe2O3或Al2O3反應生成穩定物質附著于飛灰上,吸附和氧化機制遵循Mars-Masessen機理,如式(4)~式(8)所示.

Hg(g) → Hg(ads) (4)

Hg(ads)+MO→ HgO(ads)+ MO-1(5)

MO-1+1/2O2→ MO(6)

Hg(ads) → Hg(g) (7)

HgO(ads)+ MO→ HgMO+1(8)

表3 飛灰汞含量、未燃盡炭含量和孔隙結構參數

圖6 飛灰SEM圖像和EDS圖譜

為探究汞在飛灰上的熱穩定性,利用TPD方法可以確定汞在飛灰上的賦存形態和再釋放溫度.Lopez-Antona等[26]研究發現不同汞化合物的分解溫度遵循以下規律:HgCl2

表4 飛灰的主要化學成分(%)

圖7 飛灰的TPD分解曲線

2.3.3 濕法煙氣脫硫裝置 濕法煙氣脫硫裝置(WFGD)對煙氣中汞含量和形態分布影響見表2.從表2中可知,經過WFGD后,Hg2+濃度顯著降低,這是因為煙氣中的Hg2+以HgCl2為主,HgCl2呈弱酸性可以很好的被WFGD中堿性的脫硫漿液吸收.兩種工況下燃煤煙氣經WFGD后Hg0濃度反而增大,分別從0.51、2.52μg/m3上升為0.63、2.54μg/m3,表明被脫硫漿液吸收的Hg2+部分被還原成了Hg0.煙氣經過WFGD時,Hg2+與Hg0在脫硫漿液活性OH-的作用下能夠生成HgO和Hg0,HgO隨后被煙氣中的SO2還原成Hg0;另一方面煙氣中絕大部分的Hg2+溶于脫硫劑中,并與其中具有還原性的四價硫S(IV)形成Hg·S(IV)絡合物,Hg·S(IV)不穩定會進一步分解釋放出Hg0,這兩方面原因導致了被脫硫漿液吸收的Hg2+以Hg0形式再排出,產生汞的二次釋放，具體還原過程如式(9)~式(14).

WFGD對煙氣中各形態汞的脫除率如圖8所示.75%MCR和85%MCR工況下WFGD對Hg2+的脫除率分別為92.60%和89.59%,平均脫除率達到了91.10%.由于對Hg2+的還原作用, WFGD出口煙氣中Hg0的濃度高于進口,因此兩種工況下WFGD對Hg0的脫除率均小于零.WFGD對HgT的脫除性能主要取決于煙氣中Hg2+的占比,由表2可知,75%MCR和85%MCR工況下WFGD入口煙氣中Hg2+占比分別為95.6%、82.18%,是煙氣汞的主要存在形式,因此WFGD對煙氣HgT的脫除率較高,分別達到了87.48%和73.45%.

Hg2++Hg0+2OH-→ H2O+HgO+ Hg0↑ (9)

HgO +SO2→ Hg0↑+ SO3(10)

Hg2++SO32- → HgSO3 (11)

HgSO3+SO32-→ Hg(SO3)22-(12)

HgSO3+ H2O → Hg0↑+ SO42-+2H+ (13)

Hg(SO3)22-+ H2O → Hg0↑+2SO42-+2H+(14)

2.3.4 APCDs對煙氣汞的聯合脫除效率 測試機組現有的APCDs對煙氣總汞的聯合脫除效率如圖9所示.由圖9可知,75%MCR工況下,SCR、SCR+ESP、SCR+ESP+WFGD對HgT的脫除率分別為12.01%、42.73%、92.83%;85%MCR工況下,SCR、SCR+ESP、SCR+ESP+WFGD對HgT的脫除率分別為8.90%、30.86%、81.66%.可以看出,SCR對煙氣中HgT的脫除率不高,在10%左右,但SCR催化劑對Hg0的氧化提高了煙氣中的Hg2+和HgP的濃度,有利于被ESP和WFGD后續脫除.相比于75%MCR,85%MCR下APCDs對HgT的聯合脫除率較低,這主要是受燃煤特性的影響,85%MCR工況下使用的燃煤中灰分和Cl元素含量均低于75%MCR使用的燃煤,煤燃燒后產生的煙氣中Hg2+和HgP的濃度相應較低,而現有的污染物控制設備主要是對Hg2+和HgP有較好的脫除效果,從而85%MCR下APCDs對HgT的脫除率低于75%MCR.

圖8 WFGD對各形態汞的脫除率

圖9 全鍋爐系統的總汞脫除率

2.4 汞排放因子

汞排放因子(MEF)可以很好地描述不同燃煤電廠汞排放強度.Zhang等人[20]測試相關電廠后對我國燃煤電廠MEF的估算值為0.052~ 12.06g/1012J.經計算,本實驗機組在75%MCR和85%MCR工況下的MEF分別是0.654g/1012J、1.42g/1012J,與Zhang等的研究相符,85%MCR工況下的MEF較高是由其燃煤高汞、低氯特性決定的.李志超等[29]研究認為燃煤煙氣最終排入大氣的汞以Hg0為主,但本實驗發現,在75%MCR下最終排入大氣的汞中Hg2+占比為56.55%,高于Hg0占比,這是因為75%MCR工況下SCR系統對煙氣中Hg0的氧化率高達96.18%,使得SCR出口煙氣中只含有少量的Hg0,可見最終排入大氣的汞形態濃度與SCR對Hg0的氧化率密切相關.

除直接排向大氣的氣相汞以外,燃煤電廠更多的汞進入了ESP飛灰、脫硫固體等燃燒副產物.進入大氣中的汞一部分會隨著隨著沉降作用進入到土壤或者水體中,另一部分會在大氣輸運作用下在地區間遷移,造成更大范圍的汞污染.存在于燃燒副產物中的汞,在近室溫條件下不容易向其它介質中轉移,能夠比大氣中的汞更穩定的存在,但當經歷強酸堿溶液浸濾以及高溫煅燒過程時汞容易從吸附產物上分解再釋放.因此,在燃燒副產物進一步處置和利用過程中應避免強酸堿和高溫等惡性條件,避免汞的二次釋放,減少對環境的影響.

3 結論

3.1 75%MCR和85%MCR機組負荷下, SCR+ ESP+WFGD對煙氣HgT的聯合脫除率分別為92.83%、81.66%,燃煤中較高的灰分和Cl含量是導致APCDs具有高HgT脫除率的原因.

3.2 SCR對煙氣HgT脫除率不高,對Hg0的氧化率與燃煤Cl含量正相關,Cl含量為500mg/kg時,氧化率高達96.18%;ESP完全脫除HgP的同時對Hg0、Hg2+的平均脫除率為12.73%、27.79%,對HgT的平均脫除率為29.51%;WFGD對Hg2+的平均脫除率高達91.10%,并能將部分Hg2+還原成Hg0,對HgT的平均脫除率為80.47%.

3.3 煤燃燒產生的汞主要富集在飛灰和脫硫產物中.飛灰中的UBC和金屬氧化物(Al2O3、Fe2O3)是汞吸附的關鍵組分,吸附后汞主要以HgCl2、HgS(紅色)和HgO的形態存在,高于190℃時,汞化合物會分解再釋放.WFGD脫硫漿液中的活性OH-和S(IV)能將Hg2+還原成Hg0,造成汞的二次釋放.

3.4 75%MCR和85%MCR工況下大氣汞排放因子分別為0.654g/1012J、1.42g/1012J,燃煤中Hg、Cl含量和APCDs對煙氣汞的協同脫除性能是造成MEF不同的主要原因.

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Characteristics of the existing air pollutant control devices on Hg synergistic removal in a coal-fired power plant.

ZHENG Yi-wu, DUAN Yu-feng*, TANG Hong-jian, LI Chun-feng, LIU Shuai, CHEN Ming-ming

(Key Laboratory of Energy Thermal Conversion and Control of Ministry of Education, School of Energy and Environment, Southeast University, Nanjing 210096, China)., 2018,38(3)：862~870

The Ontario Hydro Method (OHM) was applied to determine the mercury speciation and concentration in the flue gas emitted from a 100MW boiler system. Mercury speciation transformation and removal characteristics of selective catalytic reduction (SCR) system, electrostatic precipitators (ESP) and wet flue gas desulfurization (WFGD) had been obtained. Temperature programmed decomposition (TPD), Scanning electron microscope (SEM) and X ray fluorescence (XRF) were used to investigate the adsorption characteristic of mercury by fly ashes and thermal stability after adsorption. The results show that the overall mercury (HgT) removal efficiencies over SCR + ESP + WFGD combination were 92.83% and 81.66% under 75% MCR and 85% MCR, respectively. The oxidation of element mercury (Hg0) by SCR catalyst was greatly promoted by the chlorine (Cl) content in coal and 96.18% Hg0was oxidized to oxidized mercury (Hg2+) by SCR when the Cl concentration in burned-coal contained 500mg/kg. HgPcould be effectively removed by ESP, removal efficiencies with 12.73% of Hg0and 27.79% of Hg2+were observed. Unburned carbon and metal oxides (Al2O3, Fe2O3) were the main components of ESP fly ash to adsorb gaseous mercury. HgCl2, HgS (red), and HgO were the main mercury compounds in the ash after adsorption which would decompose when the temperature reached 190 degrees. The average removal efficiencies of Hg2+by WFGD were 91.10%. Meanwhile, the phenomenon of mercury re-emission due to part of Hg2+was reduced to Hg0in WFGD was found.

flue gas；air pollution control devices；mercury species；removal characteristics；mercury re-emission

X511

A

1000-6923(2018)03-0862-09

鄭逸武(1994-),男,浙江衢州人,碩士研究生,主要從事燃煤大氣污染物控制研究.

2017-07-27

國家重點研發計劃(2016YFC0201105);國家自然科學基金項目(51576044);江蘇省環保科研課題資助(2016030).

* 責任作者, 教授, yfduan@seu.edu.cn