中國燃煤電廠履行《關于汞的水俁公約》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《關于汞的水俁公約》（以下簡稱《公約》）的大氣重點管控源。《公約》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》相關規定開展履約工作。本研究通過分析《公約》對大氣汞排放的核心管控要求，并基于文獻和數據調研確定了中國燃煤電廠大氣汞排放控制現狀，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]到當前煙氣汞實測數據的缺乏，短期內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移登記制度、推進燃煤汞含量參數庫和污染控制設備脫汞效率參數庫的建立，開展排放清單的編制和動態更新。未來采用實測數據進行清單校驗應推動煙氣汞排放的監管、加強標準方法配套的國產采樣設備的評估和改進、以及提高檢測人員的測試能力。相關來源的篩選原則建議優先采用設備規模這項原則，未來可進一步考慮采用將設備規模和設備的汞排放量相結合的原則。在排放管控方面，現有管控現狀與《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，短期內應重點考慮相對目標或控制增速的目標，長期發展可采用絕對目標;提出各階段的具體管控措施，從替代性措施和控制技術應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有燃煤電廠的排放限值;強化多污染物控制技術的協同脫汞效果并提高技術的穩定性，同時開展高效低價專門脫汞技術的研發，以期為電廠大氣汞污染控制做技術儲備。

關鍵詞 燃煤電廠;大氣汞排放;《關于汞的水俁公約》

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濟發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，不僅面臨國內大氣污染管控的挑戰，同時也承擔著國際公約履約的責任。2017年8月16日，《關于汞的水俁公約》（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》大氣汞排放的相關要求開展履約工作。基于此，本文從燃煤電廠大氣汞的來源及控制、《公約》對大氣汞排放的相關要求出發，結合中國燃煤電廠污染防治現狀，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有控制的基礎上。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]。從區域分布看，新疆等地為特低汞煤（小于0.15 mg/kg），西南地區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《關于最佳可得技術（Best available technology， BAT）和最佳環境實踐（Best environmental protection， BEP），同時亦考慮到新來源與現有來源之間的任何差異，并最大限度減少跨介質影響的必要性的指導意見》（以下簡稱《BAT/BEP導則》）[7]中，對全球主要國家煤炭中的汞含量進行匯總和分析。對比發現，中國原煤的汞含量與美國、巴西、羅馬尼亞等國相當[7]。除本國生產的原煤外，中國消費的原煤大約有5.1%（2015年數據）左右需要通過進口[8]。海關數據顯示，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氧化汞（Gaseous oxidized mercury， Hg2+）或在飛灰的表面發生催化氧化。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施中，并在這些污染控制設施中發生汞的氧化還原反應和脫除。燃煤電廠大氣污染控制設施主要包括脫硝、除塵和脫硫設施。脫硝設施普遍采用選擇性催化還原技術（Selective catalytic reduction technology， SCR）。SCR催化劑能夠將Hg0催化氧化為Hg2+，轉化率達到30%～80%[14-16]。少量的Hg2+能夠吸附在顆粒物上轉化為Hgp。然而，SCR本身沒有副產物的產生，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施中的脫除，從而提高污染控制設施組合的整體脫汞效率。除塵設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 ）和電袋復合除塵器（ESPFF）。汞在除塵設施中發生復雜的氧化還原反應并主要以Hgp的形式被除塵設施所脫除。研究表明，ESP和FF的脫汞效率分別為4%～43%和9%～86%[5， 14， 16-19]。不同企業的測試結果存在較大的差異。WESP、LTESP和ESPFF為近年來煤電用來超低排放改造的除塵新設施，但是，這些設施的協同脫汞效果目前還缺乏足夠的評估。脫硫設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時往往已經經過高效除塵，Hgp的濃度非常低。因此，現場測試往往表現為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能減排措施，這些措施也推動燃煤電廠開展了一系列的環保改造，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，間接服務于中國燃煤電廠履行《公約》的相關要求。

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”提交締約方大會。該計劃需設定“為控制排放而采取的各項措施及其預計指標、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在國內外的管控現狀及發展趨勢、該行業未來在中國的發展特征、大氣汞排放特征與趨勢、未來技術的可得性等相關信息，從而確保行動計劃能夠在滿足國家發展的方針政策的基礎上，有效引領國內大氣汞污染的控制并履行《公約》的相關要求。

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內建立并于嗣后保存”相關來源排放清單。相關來源包括新來源也包括現有來源，是締約方根據《公約》締約方大會第一次會議審議通過的《關于締約方可依照第8條第2（b）款制定的標準的指導意見》[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”;現有來源是指“不屬于新來源的任何相關來源”。

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、多污染物控制戰略和替代性措施。然而需要注意的是，對現有來源“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”的排放限值，現有來源則要求“控制并于可行時減少來自相關來源排放”。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的排放數據后進行匯總，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。主要體現在兩個方面。一是監測能力不足。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?！豆潭ㄎ廴驹磸U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。清華大學在標準修訂過程中，對國產設備和進口設備的測試結果進行對比分析，發現目前國產和進口設備的測試結果基本上在可控誤差范圍內（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。除少數科研機構和監管部門外，大部分的監測人員在煙氣汞監測過程中的質量控制仍有待提高。二是監管力度不足。煙氣汞濃度監測尚未列入大氣污染物常規檢測項目中。目前的采樣方法也只規定了采樣時間不少于30 min，對測試樣品的數量、監測頻次等均沒有相關的要求。若煙氣汞濃度存在較大的波動，則測試結果的代表性將有可能被質疑。因此，直接采用實測數據建立燃煤電廠大氣汞排放清單仍然存在很大的難度。

圖2 煙氣汞測試設備性能比對估算法是基于質量守恒的原理，通過確定燃煤的汞輸入和污染控制設施的脫除效果后，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]計算的是中國各省（包括自治區和直轄市）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據，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，未考慮省內電廠間燃煤汞含量的差異。此外，由于缺乏部分污染控制設施脫汞效率的測試數據，研究對部分缺失數據進行了假設。按照估算法的要求，要獲得較為接近行業現狀的排放清單，需要考慮到每個電廠燃煤消耗量、燃煤汞含量、污染控制設施類型以及污染控制設施組合的脫汞效率等參數。中國目前企業燃煤消費量和污染控制設施類型數據主要由行業協會和國家監測總站掌握，但是存在數據不完全匹配的情況。燃煤汞含量數據主要由部分研究機構掌握。由于汞不是影響生產工藝的要素，且企業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據。此外，由于缺乏煙氣汞測試能力，大部分企業未了解自身污染控制設施的煙氣脫汞效率。已報道的污染控制設施組合的脫汞效率主要來自科研院所（表1），測試數據相對比較有限。此外，2010年之后，中國燃煤電廠污染控制設施組合發生了非常顯著的變化。從2010年以ESP+WFGD為主導的控制技術發展[1]到2015年以SCR+ESP+WFGD為主要技術[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（圖3）。然而，目前中國超低排放燃煤電廠的測試結果相對有限。

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釋放清單制度的美國，也沒能都以實測數據為基礎編制國家排放清單。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。但是，采用估算法仍需要解決以下問題。其一，從制度上完善數據收集途徑。美國、日本等發達國家目前已經建立了相對完善的污染物釋放轉移登記制度（Pollutant Release and Transfer Register， PRTR）。該制度要求企事業掌握并計算本單位向環境介質排放的指定污染物的量以及隨固體廢棄物轉移的量，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信息，如企業地理位置、燃煤消費量、污染控制設施往往已

圖3 中國燃煤電廠大氣污染控制設施的變化趨勢形成動態更新數據庫。若汞未被列入PRTR指定的污染物范圍內，只需補充原料、副產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納入國家污染物排放清單編制的頂層設計中。未來在建立中國PRTR制度的過程中，應考慮估算大氣汞排放和釋放所需的參數庫。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鍵的參數之一。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登記原煤汞含量，在此基礎上，通過物質流向也可估算各個電廠燃煤汞含量。考慮計算的時間成本，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庫的建立?？山M織監測能力強的單位對代表性污染控制設施組合開展現場測試，建立污染控制設施脫汞效率數據庫，從而服務于燃煤電廠點源排放清單的編制和未來的動態更新。未來大氣汞排放清單仍需實測數據進行校驗。因此，應推動煙氣汞排放的監管，將煙氣汞濃度監測列入大氣污染物常規檢測項目中，對測試樣品的數量、監測頻次等提出相關的要求，提高檢測人員的測試能力。

在國家清單的基礎上，需進一步篩選排放量至少占75%的相關來源?！蛾P于締約方可依照第8條第2（b）款制定的標準的指導意見》[20]中給出了五個篩選原則：①設備規模;②設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設備年限或設備所用污染控制技術的年限;④設備所在地區;⑤設備內任何其他污染控制設施。該指導意見建議采用其中一個或多個原則來確定相關來源?？紤]到當前統計數據的現狀及清單估算存在的不確定性，目前建議優先以采用設備規模這項原則為宜。隨著排污許可證制度的實施、監測能力的提高、以及排放標準細化的可能性，可進一步考慮采用將設備規模和設備的汞排放量相結合的原則。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納入相關來源名錄中。

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指南（HJ 2301-2017）》。該技術指南的煙氣污染控制技術部分主要是為了實現顆粒物、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，指南中對控制技術的協同脫汞效果的評估比較有限，也未評估專門脫汞技術在中國的適用性。二是采用能夠 “符合BAT技術”的排放限值控制新來源大氣汞排放。聯合國環境署《BAT/BEP導則》[7]相關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]，根據煤種和機組類型的不同對BAT對應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導則》中的技術能夠實現的排放濃度和歐盟新頒布的草案仍然有一定的差距。

對于現有來源，《公約》提出了五種控制措施要求，締約方可根據國家發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來源排放”的排放限值。對2005年以來公開發表的燃煤電廠大氣汞排放測試結果進行統計[14-15， 30-41]，發現中國燃煤電廠現有排放限值遠遠高于企業的實際排放濃度（圖4）;在開展超低改造的測試企業進行的有限測試數據表明，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，短期內存在排放總量上升的風險[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、機組規模等角度對排放限值進行細化（表2）。因此，需對中國現有的煙氣汞排放標準進行修訂。三是采用BAT/BEP?，F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污染物逐步實現超低排放的要求。部分研究表明[36]，超低改造可以促進煙氣中汞的協同去除（表1）。但是目前測試結果比較有限，需要對超低改造后的污染控制設施的協同脫汞效果的有效性和穩定性進行充分評估。五是替代性措施。能源結構調整及降低煤耗等節能措施，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的使用，從而控制企業的排放;BAT/BEP和多污染物控制則直接要求企業采用相關控制技術;替代性措施則是從政策上促進電力行業的結構調整，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從政策上和技術上同步進行。

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），短期內大氣汞排放量存在上升的風險。因此，短期內應重點考慮相對目標或控制增速的目標。長期內，隨著中國碳排放相關措施的實施，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。短期內總量控制目標的實現將主要依靠電廠多污染物控制技術的使用。長期發展一是需要推動替代性措施的實施，特別是需要與煤炭發展規劃、洗煤措施的應用程度等因素統籌考慮;二是需要推動專門脫汞技術的研發和在新建燃煤電廠及在使用高汞煤電廠的應用。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有燃煤電廠的排放限值，從煤種、機組規模等角度對現有排放限值進行細化。

圖5 中國燃煤電廠發展現狀另一方面，技術仍有待進步。其一，多污染物控制技術協同脫汞仍有待強化。中國燃煤電廠大氣汞污染控制主要依托于現有除塵、脫硫和脫硝設施。在其他污染物的控制過程中，汞會被協同脫除。但是，目前對已有技術的脫汞效果的測試數據相對有限，未來仍需充分評估，技術的穩定性仍有待提高。其二，專門脫汞技術仍有待研發。從中長期發展看，歐美將來極有可能關閉所有燃煤電廠。屆時，中國燃煤電廠的大氣汞排放履約壓力將進一步增加。高效脫汞技術的成功研發將為未來履約提供重要技術儲備。專門脫汞技術由于高效的汞脫除效果和技術的穩定性而具有其優越性。美國目前主要使用活性炭專門脫汞技術用于燃煤電廠大氣汞污染控制。但是，美國的經驗顯示，燃煤電廠的廢活性炭處理處置成為難點，且活性炭脫汞技術的成本遠高于多污染物控制技術。因此，應推動高效低價專門脫汞技術的研發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儲備。

4 結論與展望

本研究基于對《公約》排放條款的解讀、中國燃煤電廠的現狀以及國內外相關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更新，建立相對完善的PRTR制度，推進燃煤汞含量參數庫和污染控制設備脫汞效率參數庫的建立。相關來源的篩選原則建議采用設備規模這項原則，未來可考慮采用將設備規模和設備的汞排放量相結合的原則。在排放管控方面，現有管控措施與公約相關要求仍存在差距。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應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鍋爐、有色金屬冶煉（鉛、鋅、銅和工業黃金中的焙燒環節）、水泥熟料生產和廢物焚燒。該研究的相關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別的減排任務，以期實現中國大氣汞總量減排的技術經濟最優化。再者，本研究重點分析與燃煤電廠最為相關的排放條款的履約需求，未來排放條款的國家行動計劃應與釋放和汞廢物條款統籌考慮，大氣汞減排潛在的跨介質轉移需要在國家計劃編制中引起足夠的重視[43]。

（編輯：王愛萍）

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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