安徽某燃煤电厂周边土壤汞分布特征及风险评价

土壤重金属分布特征及生态风险评价土壤是地球的外壳层之一，是地球化学作用的产物，是生态系统中物质循环的重要组成部分。

土壤中含有各种元素，包括重金属元素。

重金属元素是土壤中的一类重要物质，它们在一定程度上影响着土壤的物理性质、化学性质和生物性质。

由于人类活动的不断扩张，导致土壤中的重金属元素含量出现不同程度的污染，对生态环境和人类健康造成了严重影响。

一、土壤重金属的来源重金属元素是自然界中广泛存在的一类元素，包括镉、铬、铜、镍、铅、锌等。

它们在土壤中的来源主要有两个方面。

重金属元素是地壳中的一种常见元素，含量较高。

自然界中的火山爆发、地壳运动和风化作用等都会释放大量的重金属元素，进入土壤中。

人类活动也是土壤中重金属的重要来源。

工业生产、矿山开采、废弃物处理以及农业生产等，都会导致土壤中重金属元素的不同程度的释放，从而污染土壤。

二、土壤重金属的分布特征不同地区的土壤重金属分布特征有所不同，主要受到地质背景、气候条件、土壤类型和人类活动等因素的影响。

一般来说，工业区、矿产资源丰富的地区以及农业生产密集的地区，其土壤重金属含量较高。

具体表现在以下几个方面：1. 地质背景影响：不同地区的地质构造和岩石类型会直接影响土壤中重金属元素的含量。

富含铅、锌等重金属的地质构造区，其土壤中重金属含量也较高。

2. 工业和矿业活动影响：工业区和矿区是土壤重金属含量较高的地区，因为工业生产和矿山开采会释放大量的重金属到土壤中，导致土壤污染。

3. 农业活动影响：农业生产中使用的化肥、农药等产品中含有重金属元素，过度使用会导致土壤中重金属含量升高，造成土壤污染。

三、土壤重金属的生态风险评价土壤中重金属的污染会对生态环境产生不良影响，对人类健康构成潜在威胁。

对土壤中重金属的生态风险进行评价是非常必要的。

1. 生态风险评价的内容①土壤重金属含量的分析和评价：对土壤中的重金属元素进行检测和分析，评价其含量是否超出了国家相关标准。

②土壤重金属的迁移转化过程：分析土壤中重金属元素的来源、去向和迁移转化过程，评价其对周围环境的影响。

某矿区土壤及作物中汞的分析与评价
谢娟;徐友宁
【期刊名称】《黄金》
【年(卷),期】2010(031)011
【摘要】文中对某金矿区农田土壤及作物进行了调查.采集样品分析其中汞的含量,结果表明,农田土壤汞的含量范围为0.21～20.30 mg/kg,均值为2.23 mg/kg,高出对照区土壤值6.96倍;与土壤环境质量二级标准比较,最大超标倍数19.3,平均超标1.23倍,超标样本达到 58.67 %,土壤受到汞的轻度污染.作物中汞的含量范围为
0.001～1.35 mg/kg,均值为 0.196 mg/kg,平均值超过食品卫生限量标准18.6倍;作物中汞的含量分布规律是叶菜类>果实类>块根类,达到警戒水平的样本在74.28 %以上.该研究成果可为环境污染的防治提供科学依据.
【总页数】4页(P46-49)
【作者】谢娟;徐友宁
【作者单位】长安大学环境科学与工程学院;中国地质调查局西安地质调查中心【正文语种】中文
【中图分类】X502
【相关文献】
1.沈阳细河流域土壤和作物中汞的潜在生态危害及健康风险评价 [J], 廉梅花;孙丽娜;王辉;李登宇;关雪
2.钼矿区土壤中重金属污染状况的分析与评价 [J], 曲蛟;袁星;王莉莉;王楠
3.粉煤灰中镉,铬,铅,砷,汞对土壤及作物影响的初步评价 [J], 刘丽霞;辛克敏
4.不同耕作类型下土壤-农作物系统中汞、砷含量与生态健康风险评价 [J], 朱丹尼;邹胜章;周长松;卢海平;谢浩
5.贵州毛石钼矿区土壤及表层沉积物中重金属形态分析及生态风险评价 [J], 程俊伟;蔡深文;黄明琴
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土壤重金属分布特征及生态风险评价土壤中的重金属是指相对于大气、水体和水生生物而言，存在于土壤中相对较高的含量的金属元素，如铅（Pb）、锌（Zn）、铜（Cu）、铬（Cr）、镉（Cd）、汞（Hg）等。

重金属是自然界中普遍存在的元素，在过去总体来说没有过多的研究。

但随着人类工业发展和城市化进程加速，大量的重金属被排放到土壤中，导致土壤中重金属含量普遍升高，从而对周围的环境产生了很多负面影响。

全球范围内，重金属的分布形式是有差别的。

大气沉降、地表径流及淋滤等都是造成土壤中重金属分布变异的主要因素。

然而，在所有环境中，城市和工业区是重金属含量最高的区域之一。

矿区、固体废物堆场、交通岛、排放源和化工厂是潜在严重的重金属接污源。

气溶胶通过大气传播并污染土壤。

因此，土壤中的重金属分布通常受到城市和工业区规模、工作历史和污染源的位置和数量等因素的影响。

生态风险评价重金属长期存在于土壤中，其存在形式多样，包括游离态、水化态、硫化态、氧化态和络合态等。

重金属中毒可对人类、动物和环境产生严重的影响。

土壤中重金属富集具有潜在的健康和生态风险。

因此，生态风险评价必须以土壤中的重金属含量为基础，研究土壤重金属的来源、迁移规律、生态效应和人体健康风险，并进行综合评价。

生态风险评价包括定量评价和定性评价。

定量评价是基于浓度响应和可能的基质效应，包括地表水和地下水的分析。

定性评价基于生态毒理学、环境毒理学和地球化学数据，以定量模型为基础，全面评价土壤重金属的健康效应。

结论土壤重金属对环境和人类健康都构成了威胁。

土壤中的重金属分布特征直接影响着生态风险评价的结果。

因此，加强土壤重金属污染的监测和防治工作，对于保障生态环境和人类健康至关重要。

土壤重金属分布特征及生态风险评价1. 引言1.1 研究背景土壤是地球表面的重要自然资源之一，是生物生长和生态系统稳定运行的基础。

随着工业化进程不断加快和人类活动的日益增多，土壤污染问题日益突出，其中重金属污染是一大隐患。

重金属污染主要来源于工业废水、废弃物的排放以及农用化肥、农药等的使用，对土壤生态系统和人类健康造成严重威胁。

土壤中的重金属主要包括镉、铬、铅、汞等，这些重金属在土壤中的富集会影响植物的生长和繁殖，进而影响生态系统的稳定性。

一旦进入食物链，还会对人类健康产生潜在危害。

深入研究土壤重金属的分布特征，并评价其对生态系统的影响和生态风险，对于保护生态环境、维护人类健康至关重要。

本研究旨在探讨土壤重金属分布特征及生态风险评价，为制定有效的土壤重金属污染防治策略提供科学依据。

1.2 研究目的研究目的是为了探究土壤中重金属元素的分布特征及其对生态系统的影响，通过评价土壤中重金属的生态风险水平，为保护生态环境和人类健康提供科学依据。

具体目的包括：1. 揭示土壤中不同重金属元素的来源、污染程度和空间分布特征，为制定土壤重金属污染防治措施提供基础数据。

2. 探讨土壤重金属元素对生态系统的影响机制，从生态学的角度分析重金属污染对生物多样性、生态平衡和生态功能的破坏程度。

3. 探讨不同的生态风险评价方法，比较其优缺点，为科学评估土壤重金属污染程度提供方法参考。

4. 评价土壤中重金属的生态风险水平，为制定土壤重金属污染治理政策和管理措施提供科学依据，保护生态环境和人类健康。

1.3 研究意义本研究的意义在于深入探讨土壤中重金属元素的分布特征及其对生态系统的影响，为相关部门制定土壤污染防治政策提供科学依据。

通过对土壤中重金属元素的分布进行研究，可以更好地了解土壤污染的状况，为土壤环境保护工作提供参考。

重金属对生态系统的影响是绕不过的问题，本研究将探讨重金属在土壤-植物系统中的迁移和转化规律，为生态系统的健康提供保障。

土壤重金属分布特征及生态风险评价土壤重金属是指对环境和生态系统产生危害的金属元素，如铬、镉、铅、汞等。

它们是由于人类活动，如工业排放、农业施肥和化学品使用等，导致土壤中的重金属含量增加，从而对土壤和生态系统造成严重的污染。

研究土壤重金属的分布特征及生态风险评价对于土地资源的合理利用和保护具有重要意义。

一、土壤重金属的分布特征1. 地理分布土壤重金属的分布受地理因素的影响较大，一般来说，工业和交通密集地区的土壤重金属含量较高，而远离人类活动的自然环境中土壤重金属含量较低。

在世界范围内，欧洲、东亚和北美洲等地区的土壤重金属含量较高，而南美洲、非洲和澳大利亚等地区的土壤重金属含量相对较低。

2. 土壤类型不同类型的土壤对重金属的吸附能力不同，因此其重金属含量也会有所差异。

一般来说，有机质含量高的土壤对重金属的吸附能力较强，而粘土含量高的土壤对重金属的吸附能力较弱。

富含有机质和粘土的土壤中重金属含量较高。

3. 人类活动影响人类活动是导致土壤重金属含量增加的主要原因之一，工业排放、农业施肥和化学品使用等都会导致土壤重金属的积累。

特别是在工业和城市化发展较快的地区，土壤重金属的含量往往明显高于其他地区。

二、生态风险评价1. 生物毒性土壤重金属对土壤生物的毒性是造成生态风险的主要原因之一。

重金属通过作用在土壤微生物和植物根系上，影响其正常生理功能，甚至对其造成伤害。

一些重金属如镉和铅对土壤微生物活性和多样性造成较大影响，而对植物的毒性作用也会导致植物生长受阻甚至死亡。

2. 土壤质量土壤重金属对土壤质量的影响也是生态风险评价的重要内容之一。

重金属的积累会改变土壤的化学性质和生物活性，降低土壤的肥力和产量，严重影响土壤的可持续利用和农作物的生长。

3. 生态系统稳定性土壤重金属的积累也会对生态系统的稳定性产生不利影响。

它可能破坏土壤-植物-微生物之间的相互作用关系，影响整个生态系统的稳定性和功能。

尤其是在自然保护区和重要生态功能区，土壤重金属的积累会给生态系统带来严重的危害。

土壤重金属分布特征及生态风险评价土壤重金属是指土壤中的铅（Pb）、镉（Cd）、铬（Cr）、镍（Ni）、汞（Hg）等元素，它们在土壤中的富集和分布对土壤质量和生态环境产生重要影响。

重金属的存在来源主要有天然源和人为源两个方面。

天然源包括岩石风化、土壤堆积等过程，人为源则包括工业、农业、交通等活动所排放的废水、废气和废固体等。

土壤重金属的富集和分布具有一定的特征。

土壤中重金属元素的分布是不均匀的，存在着空间上的差异。

重金属元素的富集主要集中在工业和城市地区，这是因为这些地区的工业废气和废水中含有大量的重金属元素，通过排放进入土壤中。

土壤重金属的分布还受到地形和土壤类型等因素的影响。

重金属元素在坡地和山区的分布比平原区域更为集中，而黄土和砂质土等土壤类型对重金属元素的吸附能力较差，容易导致重金属的富集。

不同的重金属元素在土壤中的分布也存在差异，这与其在土壤中的迁移和转化过程有关。

土壤重金属对生态环境的影响主要表现在以下几个方面。

重金属的富集可能会对土壤微生物和植物造成毒害作用，影响土壤的肥力和生态功能。

重金属元素可以通过食物链的传递进入人体，在一定浓度下对人体健康产生危害。

重金属元素的富集还可能引发土壤污染，造成土壤的长期不可恢复性破坏，对生态系统产生负面影响。

为了评价土壤重金属的生态风险，需要进行定量和定性的风险评价。

定量评价包括重金属的潜在生态危害性评估和生态风险指数的计算等，其目的是确定重金属对生态系统的危害程度和潜在风险。

定性评价则通过现场调查、实验研究和模型模拟等方法，综合考虑土壤环境因子、生物多样性和人类活动等因素，对土壤重金属的风险进行综合评价。

土壤重金属的分布特征与土壤类型、地形和污染源的分布有关，其对生态环境的影响主要表现为土壤毒性、食物链传递和土壤污染等方面。

在评价土壤重金属的生态风险时，需要进行定量和定性的评估，以确定其对生态系统和人类健康的潜在风险。

土壤重金属分布特征及生态风险评价土壤重金属分布特征主要受土壤类型、地质背景和人类活动影响。

一般而言，重金属的分布具有空间和时间上的变异性。

空间上，土壤重金属分布呈现较强的区域差异。

地质背景不同，重金属含量也不同，如铅在夏季较多分布于黄土区，镉在山地较多。

时间上，土壤重金属分布可因气候、土壤属性和人类活动而改变。

土壤重金属的生态风险评价是对土壤中重金属含量对生态环境造成危害的评估。

常用的评价方法有潜在生态风险评价和实际生态风险评价。

潜在生态风险评价是指通过评估重金属含量与生态风险标准之间的关系，预测重金属对生态系统的潜在风险。

实际生态风险评价是指通过实际采集土壤样品，测定重金属含量，并结合生物有效性评价，评估重金属对生态环境的实际风险。

生态风险评价主要通过生态风险指数（ERI）和潜在生态风险指数（P-ERI）来评估。

生态风险指数是通过将土壤重金属含量与环境质量标准进行比较计算得到，可以对土壤中不同重金属对生态环境的影响程度进行量化评估。

潜在生态风险指数是通过将土壤重金属含量与生态风险标准进行比较计算得到，主要用于预测土壤中潜在的生态风险。

基于生态风险评价结果，应采取合理的措施进行重金属污染防控，以减少其对生态环境的危害。

常用的措施包括土壤修复、环境监测和合理利用土壤资源等。

土壤修复是指通过物理、化学和生物等措施降低土壤中重金属含量，恢复土壤的生态功能。

环境监测是指对土壤中重金属的含量和分布进行定期检测，及时了解土壤重金属污染的状况，并采取相应的措施进行防控。

合理利用土壤资源是指在农业生产和城市建设中科学合理地利用土壤，避免重金属的进一步污染。

总之，土壤重金属的分布特征和生态风险评价是保护生态环境和人类健康的重要内容。

通过对土壤中重金属的含量和分布进行评估和监测，及时采取相应的防控措施，可以有效减少重金属污染对生态环境的危害，实现可持续发展。

第60卷　第12期 化　工　学　报 Vo l .60　No .12　2009年12月 CIESC Jo urnal December 2009研究论文燃煤电厂汞排放对周边环境的影响郑剑铭1,2,周劲松1,何　胜1,骆仲泱1(1能源清洁利用国家重点实验室(浙江大学),浙江杭州310027;2集美大学机械工程学院,福建厦门361021)摘要:结合当地气象条件,采集了某燃煤电厂周边地区的土壤和大气样品,采用美国EP A 认可的热分解方法,经双光束冷原子吸收法测定其汞含量,应用地统计学方法分析了电厂周边表层土壤汞含量的空间分布特性。

结果表明,该燃煤电厂周边地表空气中汞的浓度范围为4.3～12.4ng ·m -3,平均值7.0ng ·m -3,表层土壤中汞的含量范围为0.045～0.529mg ·kg -1,平均值0.180mg ·kg -1,虽均未超过国家允许的标准,但与当地背景值相比,周边地区的大气汞浓度和土壤汞含量都有一定程度的增加。

电厂是该地区主要的汞污染源,除距烟囱1～3km 的环形区域受影响较大外,污染程度随着与电厂距离的增大而递减。

关键词:汞;燃煤电厂;环境;地统计学中图分类号:T Q 534.9 文献标识码:A文章编号:0438-1157(2009)12-3104-08Environmental impact of mercury emission from a coal -fired power plan tZ HEN G Jianmin g 1,2,ZH OU Jinsong 1,HE Shen g 1,LUO Zhon gyang 1(1S tate K ey Laboratory of Clean Energy Utilization ,Z hej iang Univ ersity ,Hangz hou 310027,Z hejiang ,China ;2School of Mechanical Engineering ,J imei Univ ersity ,X iamen 361021,F ujian ,China )Abstract :Sam ples of soil and air around a coal -fired pow er plant w ere collected and the concentra tions of H g were determined throug h the am alg amatio n /CVAAS method .Spatial distributions of H g in soil and air around the power plant were investigated by using geostatistics techniques .The results showed that mercuryconcentration in air samples varied from 4.3ng ·m -3to 12.4ng ·m -3with an average of 7.0ng ·m -3,and H g levels in soil sample s w ere in the range of 0.045—0.529m g ·kg -1with an average of 0.180mg ·kg -1.After tw enty -three y ea rs of o peratio n ,the pow er plant has caused an increase of mercury levels in the surrounding environment .Ex cept the annular region of radius betw een 1km and 3km co ntaminated by the pow er plant maxim ally ,mercury po llution decreased as the distance fro m the powe r plant increased .Key words :me rcury ;co al -fired powe r plant ;environment ;geo statistics 2009-05-18收到初稿,2009-08-27收到修改稿。

合肥市燃煤电厂汞元素排放量估算燃煤电厂是大气汞排放的重要源头之一，本文基于合肥市燃煤电厂年度煤耗量、产煤地煤中汞元素含量和汞元素的大气排放因子，估算出了2014～2017年度合肥燃煤电厂汞元素排放量分别为：132.9kg、125.1kg、128.5kg、128.7kg。

标签：燃煤电厂；汞元素；排放因子；排放量0 引言近年来大气汞污染越来越被人们所重视，特别是对城市居民而言，大气汞排放需要有更好的控制方法与手段。

城市中的生活燃料基本已更新为天然气，它与汽油等非固体燃料的汞排放量都很小，最主要的排放源是燃煤，其中火力发电厂是大气汞排放的主要来源之一。

合肥作为安徽的省会城市，日均空气质量保持在二级良与三级轻度污染之间，四级重度污染主要发生在秸秆焚烧与冬季供暖时期，其中大气汞的含量与空气质量成负相关，火力发电作为燃煤的主要途径之一，对于当地燃煤电厂大气汞排放数据的分析变得尤为重要。

1 估算方法合肥地区燃煤电厂大气汞排放量估算公式：Ei =Ci×c×EF其中：Ei为燃煤电厂汞元素i年排放量，Ci为第i年燃煤电厂的煤耗量，c 为煤中汞元素的平均含量，EF为汞元素的大气排放因子。

2 估算参数2.1 合肥燃煤电厂年度煤耗量根据2015～2018年《合肥统计年鉴》可得到2014～2017年合肥燃煤电厂的电力生产量数据，如表1所示。

合肥作为内陆平原城市其电力生产主要来源于燃煤电厂，从表1中我们可以得知，2017年合肥燃煤电厂的电力生产量约为177亿千瓦时，同比上年增长了0.15%；从表1中还可看出，本市年度的电力需求大于年度的生产量，并且电力消费量逐年增长，其它来源的电力供给可能是来源于“皖电东送”中的淮南地区电厂。

根据年度的电力生产量数据与标准煤转换率（0.1229千克标准煤=1千瓦时）可得出合肥电厂年度的煤耗量数据，如表2所示。

从表2可以得出，合肥电厂年度煤耗量趋于稳定，电力煤耗占总能源消耗比逐年减少，这为合肥市“十三五”生态环境建设规划、构建绿色城市奠定了基础；总的来说，合肥市的电厂年度产能量趋于稳定，逐渐依赖皖中地区的电力供给。

土壤重金属分布特征及生态风险评价重金属是指相对密度大于5g/cm3的金属元素，如铅（Pb）、铬（Cr）、镉（Cd）、汞（Hg）等。

在自然界中，重金属广泛存在于土壤中，其分布特征与土壤类型、地质特征、人类活动等因素密切相关。

土壤重金属分布特征主要表现为以下几个方面：1.地域差异：不同地区的土壤中重金属含量存在显著差异，主要受地质背景和气候条件的影响。

一般来说，地壳中重金属含量高的地区，土壤中重金属含量也较高。

2.土壤类型差异：不同土壤类型对重金属的吸附和释放能力不同，从而导致土壤中重金属含量的差异。

粘土矿物对重金属有较强的吸附能力，可以减少重金属的迁移和扩散；而砂土和砾石土则对重金属的吸附能力较弱，容易导致重金属的富集。

3.人类活动影响：人类活动（如农业、工业、交通等）是重金属在土壤中的重要来源。

大量利用化肥、农药等化学物质，以及工业废水、废气的排放，会使得土壤中重金属含量增加。

交通流量大的地区，道路上机动车尾气中的重金属会沉积在土壤中。

土壤中重金属的生态风险评价是评估土壤重金属对生态环境和人体健康的潜在风险。

常用的评价指标包括重金属含量、生物有效性、迁移性和毒性等。

通过对土壤中重金属含量的分析，可以了解土壤重金属的污染程度。

通常以国家土壤质量标准为参考，对土壤中重金属含量进行比较和评价，判断是否超过了安全标准。

生物有效性是评价土壤中重金属对生物（包括植物和动物）的毒性的重要指标。

通过测定土壤中重金属的易交换态和可溶态含量，可以评估其对植物的吸收和转移能力，以及生物累积的潜力。

重金属的迁移性是评价其对地下水和地表水的潜在影响的指标。

迁移性较高的重金属可以随降水和地下水流动而迁移至水体中，从而对水生生物产生毒害。

重金属的毒性评价通常通过生物监测和毒性试验来进行。

通过对生态系统中的生物样本（如植物、动物）进行采样和分析，可以评估重金属对生物的生长、发育和繁殖的影响。

煤矿周边土壤重金属的含量特征及健康风险评价作者：张雅茹黄伊恒于博媛来源：《安徽农学通报》2021年第06期摘要：为了解煤矿影响区土壤重金属含量特征及污染状况，该研究测定了土壤中重金属Cr、Ni、Cu、Zn、As、Cd和Pb元素的含量，采用单因子指数法、地累积指数法对土壤重金属污染水平进行评价，并运用暴露风险评价模型评估重金属对人体健康的风险。

结果表明：Cr、Cu、As、Cd和Pb的均值含量均超过了安徽省表层土壤背景值，但土壤生态环境的风险低。

Cd的单因子指数最大，有67%的采样点达到了警戒限值，其次是As;Cd的地累积指数最大，所有采样点均处于轻微污染范围;As次之。

7种重金属的非致癌风险对儿童的影响大于成人，且在3种暴露途径中，手-口摄入途径最为显著;相比之下，Cr和As的致癌风险和非致癌风险较大。

关键词：煤矿影响区;土壤重金属;单因子指数法;地累积指数法;暴露风险评价中图分类号 X53 文献标识码 A 文章编号 1007-7731（2021）06-0139-07Content Characteristics and Health Risk Assessment of Heavy Metals in Soil around Coal Mines ZHANG Yaru et al.（College of Resources and Civil Engineering， Suzhou University， Suzhou 234000，China）Abstract： In order to study the characteristics of soil heavy metal content and pollution in the coal mine affected area， the content of heavy metals Cr， Ni， Cu， Zn， As， Cd and Pb in the soil was tested， the single factor index method and the geo-accumulation index method were used to evaluate the soil heavy metal pollution level， and use exposure risk assessment model to assess the risk of heavy metals to human health. The results showed that the average content of Cr， Cu， As，Cd and Pb all exceeded the background value of surface soil in Anhui Province， but the soil ecological environment risk was low. Cd has the largest single factor index， 67% of the sampling points have reached the warning limit， followed by As; Cd has the largest geo-accumulative index，all sampling points are in the slightly polluted range; As is the second. The non-carcinogenic risks of the seven heavy metals have a greater impact on children than adults， and among the three exposureroutes， the hand-oral intake route is the most significant; in contrast， the carcinogenic and non-carcinogenic risks of Cr and As are greater.Key words： Coal mine affected area; Soil heavy metals; Single factor index method; Geo-accumulation index method; Exposure risk assessmen在中國一次性能源消耗结构中，燃煤占60%左右。

汞块矿矿山环境风险评估与管理措施研究汞块矿是一种重要的金属矿石，并广泛应用于工业生产和科研领域。

然而，汞的高毒性和潜在环境风险使得汞块矿的开采和加工过程面临诸多挑战。

为了实现可持续开采和管理矿山环境风险，对汞块矿矿山进行全面的评估和有效的管理措施显得至关重要。

一、汞块矿矿山环境风险评估1. 汞的环境污染特征评估汞具有高毒性和持久性，在环境中很难降解。

矿山开采和加工过程中，汞很容易进入水系和土壤中，对生态环境和人类健康带来潜在风险。

因此，针对汞的环境污染特征进行评估是环境风险评估的首要步骤。

2. 汞块矿矿山环境质量调查开展矿山周边环境质量调查，对汞的来源、迁移规律以及潜在影响进行全面了解。

通过采集土壤、水和植物等样品，并进行分析测试，可以确定矿山及其周边环境是否受到汞的污染，评估潜在的生态和人体健康风险。

3. 汞块矿矿山环境风险评估方法选择根据实际情况，选择适合的环境风险评估方法进行分析。

常用的方法包括生态风险评价、人体健康风险评价、环境影响评价等。

结合矿山所在地的环境特征和社会经济影响，制定综合评价指标体系，准确评估矿山环境风险。

二、汞块矿矿山环境管理措施1. 矿山设计和运营阶段的风险管理在矿山规划设计和运营阶段，要考虑汞的环境风险，并采取相应的管理措施。

例如，合理确定矿山布局，减少开采和加工过程中的汞排放；选择低汞含量的矿石，降低污染风险；采用先进的汞回收技术，减少废水和废气中的汞排放。

2. 汞块矿尾矿处理和综合利用尾矿处理是矿山环境管理的重要环节。

对于含汞尾矿，应采用高效安全的尾矿处理技术，避免汞的溶解和渗漏，防止对地下水和地表水的污染。

此外，研究汞块矿的综合利用方式，减少对环境的影响，实现资源的可持续利用。

3. 污染修复和生态恢复针对可能存在的汞块矿矿山环境风险，提出相应的污染修复和生态恢复措施。

例如，对汞污染土壤进行植物修复、生物修复等技术手段，还原土壤中的汞含量；开展湿地建设和生态修复，改善矿山周边的生态环境。

土壤重金属分布特征及生态风险评价土壤中重金属元素是指相对密度大于4.5g/cm3的金属元素，其中包括镉、铬、铅、汞、铜、锌等元素。

它们对生态环境和人类健康具有较大的危害性，因此对土壤中重金属的分布特征及生态风险评价显得十分重要。

本文将通过对土壤中重金属的来源、分布特征及生态风险评价进行系统性分析，旨在为土壤环境保护提供科学依据和参考。

一、土壤中重金属的来源1. 工业排放工业生产过程中，会产生大量的废水和废气，其中含有大量的重金属污染物。

这些废水和废气在未经处理的情况下直接排放到土壤中，会导致土壤中重金属元素的积累。

2. 农药和化肥使用过量或过于频繁的农药和化肥会导致土壤中重金属的累积，尤其是含有镉、铅等元素的农药和化肥更容易引起土壤重金属的污染。

3. 人类活动人类的日常生活和生产活动也会造成土壤中重金属的污染，如燃煤、焚烧垃圾、废水排放等。

1. 地域分布差异土壤中重金属的含量在不同地域之间存在较大的差异，一般来说，工业发达地区和城市周边地区的土壤重金属含量较高，而农村地区和远离工业区的地区的土壤重金属含量相对较低。

2. 垂直分布差异土壤中重金属的含量随着土壤深度的增加而逐渐减少，表层土壤中的重金属含量明显高于深层土壤中的含量。

3. 形态分布差异土壤中的重金属存在不同的形态，包括可交换态、结合态和残渣态等。

其中可交换态和结合态的重金属对植物和土壤微生物具有较大的毒害性，是造成土壤污染的主要形态。

1. 毒性评价对土壤中重金属元素的毒性进行评价是十分必要的，通过对重金属元素的生物毒性和植物毒性进行研究，可以评估土壤中重金属的潜在毒害性。

2. 污染程度评价对土壤中重金属的污染程度进行评价，可以根据土壤中重金属的含量和环境质量标准进行比较，判断土壤是否受到了重金属的污染。

3. 生态风险评估通过对土壤中重金属的分布特征、生物毒性和污染程度进行综合评估，可以对土壤中重金属的生态风险进行评估，为土壤污染防治提供科学依据。

土壤重金属分布特征及生态风险评价土壤重金属是指在土壤中含量较高且对生物具有一定毒性的金属元素。

由于人类活动和自然因素的影响，土壤中重金属含量的增加已经成为一个全球性的环境问题。

土壤中常见的重金属元素包括铅(Pb)、镉(Cd)、汞(Hg)、铬(Cr)、铜(Cu)、锌(Zn)和镍(Ni)等。

土壤重金属分布特征主要受土壤类型、地质背景、气候条件以及人类活动等因素的影响。

一般来说，煤矿地区、工业区和农业区的土壤重金属含量相对较高。

工业区附近的土壤常常受到工业废水和废气的污染，含有较高的重金属元素。

农业地区的土壤也容易受到农药和化肥的影响，导致土壤重金属含量升高。

不同的土壤类型对重金属的吸附和释放有着不同的特点。

一般来说，粘土质土壤对重金属的吸附能力较强，容易使其固定在土壤中，而沙质土壤则较为透水，重金属较容易溶解并迁移至地下水系统。

土壤重金属对生态环境和人体健康产生潜在的威胁。

高浓度的重金属会影响土壤中的微生物活性，阻碍土壤中营养物质的循环。

土壤重金属还可能通过土壤-植物-动物食物链的途径进入人体，导致慢性中毒等健康问题。

评价土壤重金属的生态风险是必要的，可以有效指导土壤环境的保护和修复。

常用的生态风险评价方法包括潜在生态风险评价和实际风险评价。

潜在生态风险评价是通过采集土壤样品和分析土壤中重金属的含量，评估潜在的风险程度。

实际风险评价则是在潜在风险评价的基础上考虑土壤中重金属的潜在迁移和转化，结合场地的实际环境条件来评估实际的风险程度。

为了减少土壤重金属的分布和生态风险，需要采取相应的防治措施。

一方面，应当加强对工业废水和废气的处理，减少重金属的排放。

农业生产中应避免过量使用农药和化肥，以减少农业区土壤重金属的积累。

需要加强土壤修复技术的研究和应用，恢复受污染土壤的生态功能。

土壤重金属的分布特征和生态风险评价对于土壤环境的保护和人类健康具有重要意义。

只有加强监测和管理，采取相应的措施，才能有效减少土壤重金属对环境和人类健康的威胁。

土壤重金属分布特征及生态风险评价土壤中的重金属是指相对密度大于5g/cm3且具有较高的毒性和生物积累性的金属元素。

它们通常由自然因素或人类活动引起，如采矿、工业排放、农业施肥等。

重金属的存在对土壤和植被的健康有害，因此对其分布特征和生态风险的评价就显得至关重要。

土壤重金属的分布受多种因素的影响，包括地质特征、气象条件、土壤类型和人类活动等。

一般来说，地质条件是土壤中重金属分布的主要因素之一。

富含矿产资源的地区通常土壤中重金属含量较高，如铅锌矿区、铜镍矿区等。

气候条件也对土壤重金属分布起着一定的影响。

降水量多的地区容易造成土壤中重金属的淋溶和迁移，从而导致土壤中重金属的积累。

土壤类型也是影响重金属分布的重要因素，不同类型的土壤对重金属的吸附能力不同，从而影响了土壤中重金属的含量分布。

土壤中重金属的存在对环境和生态系统产生了严重的影响。

它们不仅会导致土壤污染，还会通过植物的吸收进入食物链，对人类健康和生态系统造成威胁。

对土壤重金属的生态风险进行评价，可以为环境保护和土壤修复提供科学依据。

生态风险评价是指通过对环境中污染物的分布、转化和生物有效性等特征进行综合评估，评价其对生态系统稳定性和健康的影响程度。

对土壤重金属的生态风险评价一般包括以下几个步骤：（1）重金属的来源与分布特征分析首先需要对土壤中重金属的来源和分布特征进行分析。

通过采集样品进行分析，了解土壤中重金属的类型、含量和空间分布特征，从而为后续的评价工作提供基础数据。

（2）重金属的迁移转化分析重金属在土壤中的迁移和转化过程是生态风险评价的关键环节。

需要分析重金属在土壤中的形态、迁移规律和生物有效性，了解其对生态系统的潜在影响。

（3）生态风险评价模型建立根据前期分析结果，建立适合本地区土壤重金属生态风险评价的模型。

常用的生态风险评价模型包括美国环保署的重金属生态风险评价模型和荷兰的地球化学生态风险评价模型等。

通过模型的建立，可以对土壤中重金属的生态风险进行定量分析和评价。

第３５卷㊀第２期２０１６年㊀㊀２月环㊀境㊀化㊀学ＥＮＶＩＲＯＮＭＥＮＴＡＬＣＨＥＭＩＳＴＲＹＶｏｌ．３５，Ｎｏ．２Ｆｅｂｒｕａｒｙ２０１６㊀２０１５年８月２０日收稿（Ｒｅｃｅｉｖｅｄ：Ａｕｇｕｓｔ２０，２０１５）．㊀∗国家自然科学基金（２１２７７０４３，２１４０７０４７）；北京市自然科学基金（８１３２０３８）资助．ＳｕｐｐｏｒｔｅｄｂｙＮａｔｉｏｎａｌＮａｔｕｒａｌＳｃｉｅｎｃｅＦｏｕｎｄａｔｉｏｎｏｆＣｈｉｎａ（２１２７７０４３，２１４０７０４７），ｔｈｅＢｅｉｊｉｎｇＮａｔｕｒａｌＳｃｉｅｎｃｅＦｏｕｎｄａｔｉｏｎ（８１３２０３８）．㊀∗∗通讯联系人，Ｔｅｌ：０３１２⁃７５２５５１２，Ｅ⁃ｍａｉｌ：ｃｈｕｎｇａｎｇｙｕａｎ＠ｈｏｔｍａｉｌ．ｃｏｍＣｏｒｒｅｓｐｏｎｄｉｎｇａｕｔｈｏｒ，Ｔｅｌ：＋８６⁃３１２⁃７５２５５１２，Ｅ⁃ｍａｉｌ：ｃｈｕｎｇａｎｇｙｕａｎ＠ｈｏｔｍａｉｌ．ｃｏｍＤＯＩ：１０．７５２４／ｊ．ｉｓｓｎ．０２５４⁃６１０８．２０１６．０２．２０１５０８２００２刁星，苑春刚，桂兵，等．燃煤电厂固体废弃物中汞分布特征及排放量估算［Ｊ］．环境化学，２０１６，３５（２）：２２９⁃２３６ＤＩＡＯＸｉｎｇ，ＹＵＡＮＣｈｕｎｇａｎｇ，ＧＵＩＢｉｎｇ，ｅｔａｌ．Ｍｅｒｃｕｒｙｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｉｎｓｏｌｉｄｗａｓｔｅａｎｄｍｅｒｃｕｒｙｅｍｉｓｓｉｏｎｅｓｔｉｍａｔｉｏｎｆｒｏｍｃｏａｌ⁃ｆｉｒｅｄｐｏｗｅｒｐｌａｎｔｓ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＣｈｅｍｉｓｔｒｙ，２０１６，３５（２）：２２９⁃２３６燃煤电厂固体废弃物中汞分布特征及排放量估算∗刁㊀星㊀苑春刚∗∗㊀桂㊀兵㊀张可刚（华北电力大学环境科学与工程学院，保定，０７１００３）摘㊀要㊀采用湿法消解，原子荧光光谱法测定了５个燃煤电站入炉煤㊁粉煤灰㊁炉渣和脱硫石膏中汞的含量，分析探讨了汞在燃煤及不同固体废物中的分布特征．采用质量平衡模型（ＭＢ）㊁修正因子模型（ＥＭＦ）和烟气计算模型（ＦＣ）分别对以上电站的汞排放量进行了估算，并对不同方法得到的排放量进行了对比．研究结果显示，３种方法所得汞排放量结果差距明显，亟需建立更加完善的燃煤电站汞污染排放模型．关键词㊀燃煤电厂，汞排放，估算．Ｍｅｒｃｕｒｙｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｉｎｓｏｌｉｄｗａｓｔｅａｎｄｍｅｒｃｕｒｙｅｍｉｓｓｉｏｎｅｓｔｉｍａｔｉｏｎｆｒｏｍｃｏａｌ⁃ｆｉｒｅｄｐｏｗｅｒｐｌａｎｔｓＤＩＡＯＸｉｎｇ㊀㊀ＹＵＡＮＣｈｕｎｇａｎｇ∗∗㊀㊀ＧＵＩＢｉｎｇ㊀㊀ＺＨＡＮＧＫｅｇａｎｇ（ＳｃｈｏｏｌｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ＆Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，ＮｏｒｔｈＣｈｉｎａＥｌｅｃｔｒｉｃＰｏｗｅｒＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｂａｏｄｉｎｇ，０７１００３，Ｃｈｉｎａ）Ａｂｓｔｒａｃｔ：Ｔｈｅｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓｏｆｍｅｒｃｕｒｙｉｎｃｏａｌ，ｆｌｙａｓｈ，ｓｌａｇａｎｄｇｙｐｓｕｍｗｅｒｅｄｅｔｅｒｍｉｎｅｄｂｙａｔｏｍｉｃｆｌｕｏｒｅｓｃｅｎｃｅｓｐｅｃｔｒｏｍｅｔｒｙａｆｔｅｒｗｅｔｄｉｇｅｓｔｉｏｎ．Ｔｈｅｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓｏｆｍｅｒｃｕｒｙｉｎｖａｒｉｏｕｓｗａｓｔｅａｎｄｃｏａｌｓａｍｐｌｅｓｗｅｒｅｓｔｕｄｉｅｄａｎｄｄｉｓｃｕｓｓｅｄ．ＴｈｒｅｅｅｓｔｉｍａｔｉｏｎｍｏｄｅｌｓｉｎｃｌｕｄｉｎｇＭａｓｓＢａｌａｎｃｅ（ＭＢ）ｍｏｄｅｌ，ＥｍｉｓｓｉｏｎＭｏｄｉｆｉｃａｔｉｏｎＦａｃｔｏｒｓ（ＥＭＦ）ｍｏｄｅｌ，ａｎｄＦｌｕｅＣａｌｃｕｌａｔｉｏｎ（ＦＣ）ｍｏｄｅｌｗｅｒｅａｐｐｌｉｅｄｔｏｃａｌｃｕｌａｔｅｔｈｅｅｍｉｓｓｉｏｎａｍｏｕｎｔｓｏｆｍｅｒｃｕｒｙｆｒｏｍｆｉｖｅｃｏａｌｆｉｒｅｄｐｏｗｅｒｐｌａｎｔｓ．Ｔｈｅｃａｌｃｕｌａｔｅｄｅｍｉｓｓｉｏｎａｍｏｕｎｔｓｇｅｎｅｒａｔｅｄｆｒｏｍｔｈｒｅｅｍｏｄｅｌｓｗｅｒｅｃｏｍｐａｒｅｄａｎｄｄｉｓｃｕｓｓｅｄ．Ｔｈｅｒｅｓｕｌｔｓｉｎｄｉｃａｔｅｄｔｈａｔｔｈｅｖａｌｕｅｓｆｒｏｍｄｉｆｆｅｒｅｎｔｍｏｄｅｌｓｆｏｒｔｈｅｓａｍｅｐｌａｎｔｖａｒｉｅｄｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｌｙ．Ｉｔｉｓｕｒｇｅｎｔｔｏｄｅｖｅｌｏｐｍｏｒｅｅｆｆｅｃｔｉｖｅａｎｄｐｒａｃｔｉｃａｌｍｏｄｅｌｓｆｏｒｍｅｒｃｕｒｙｅｍｉｓｓｉｏｎｅｓｔｉｍａｔｉｏｎ．Ｋｅｙｗｏｒｄｓ：ｃｏａｌ⁃ｆｉｒｅｄｐｏｗｅｒｐｌａｎｔ，ｍｅｒｃｕｒｙｅｍｉｓｓｉｏｎ，ｅｓｔｉｍａｔｉｏｎ．人为汞排放源主要是工业和民用燃煤［１］．中国作为燃煤大国，以燃煤为主的能源结构在未来很长时间内不会改变．因此，由燃煤发电引起的汞排放受到了政府和研究机构的高度关注．‘火电厂大气污染物排放标准“（ＧＢ１３２２３ ２０１１）规定燃煤锅炉执行０．０３ｍｇ㊃ｍ－３的汞排放限值［２⁃５］．有鉴于汞污染的高毒性和持久性，国内外学者针对燃煤电厂汞排放和迁移特性进行了较多的研究［６⁃７］．深入研究燃煤发电过程中汞排放特征是改进环保措施㊁全面执行环保标准的前提，同时，也是构建区域乃至全国燃煤电厂汞污染排放清单的关键．燃煤发电过程中汞的排放㊁分布和迁移受入炉煤煤质㊁燃烧炉型㊁污染控制设备等因素的影响显著．随着燃煤电厂逐步完善静电除尘和脱硫等环保设施，单位煤耗的烟气汞排放量将呈下降趋势［８］．与此同２３０㊀环㊀㊀境㊀㊀化㊀㊀学３５卷时，更大比例的汞将被迁移进入燃煤和污染控制副产物．存在于副产物中的汞会随飞灰㊁底渣及石膏进行二次迁移和再释放．因此，准确测定燃煤发电过程中汞在不同固废中的分布情况有助于全面评估燃煤发电汞污染释放特征，同时也是准确评估汞排放量的重要参数．由于燃煤汞释放过程复杂，影响因素多，烟气中汞排放的瞬时变化剧烈，测定难度大．为了节省成本并获得具有参考价值的汞排放数据，国内外学者借助不同模型对电厂汞排放量进行了估算，对污染评估和政策制定具有较好的参考价值．目前估算燃煤电站汞排放的模型主要有质量平衡㊁排放修正因子㊁烟气估算等３个模型．本实验以５座装有静电除尘器和湿法脱硫装置（石灰石⁃石膏法）的燃煤电站为研究对象，分析测定了燃烧过程中汞在燃煤㊁底渣㊁飞灰和脱硫石膏中的分布情况，分别采用以上３种模型对烟气汞排放进行了估算，并对不同估算模型所得的结果进行了比对．１㊀实验部分（Ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌｓｅｃｔｉｏｎ）１．１㊀样品采集所选电厂的装机容量均在３００ＭＷ以上，且配有静电除尘器（ＥＳＰ）和湿式脱硫装置（ＷＦＧＤ）．为研究方便，电厂分别编号为Ａ㊁Ｂ㊁Ｃ㊁Ｄ㊁Ｅ．采集上述５个电厂满负荷运行工况下入炉煤㊁锅炉底渣㊁粉煤灰和脱硫石膏样品．入炉煤采自于混煤后㊁入炉前的输煤带；炉渣采自于渣坑（湿渣）或输渣皮带（干渣）；粉煤灰采自于静电除尘器粉煤灰采样口；脱硫石膏取自石膏真空皮带机．为确保样品的承接性，在采集煤样３０ｍｉｎ后再依次采集灰㊁渣㊁石膏样品，各样品均采集５ｋｇ．采集后迅速放入聚乙烯（ＰＥ）样品袋中密封，运至实验室，冷冻保存．１．２㊀样品处理渣和石膏样品经冷冻干燥至恒重后过８０目筛，置入密封袋保存；经含水率测定，所采集的灰和煤的含水率均低于５％，因此煤和粉煤灰不需要进行干燥处理．将采集的煤和粉煤灰样品分别充分混合，采用四分法进行制样，并经研磨过筛（８０目），放入密封袋，存于干燥器中，备用．１．３㊀汞的测定实验所用试剂均为优级纯．由于汞吸附性强，分析过程容易受到污染．玻璃容器在５０％（Ｖ／Ｖ）硝酸中浸泡２４ｈ后经去离子水充分清洗后使用．实验采用原子荧光光谱法进行样品中汞的测定．称取适量固体样品，加入王水进行消解．将消解后的样品溶液用去离子水定容．每组样品测试３次，相对偏差在ʃ１０％以内表明数据有效；每隔５个样品测定１次标准溶液，相对偏差在ʃ１０％以内表明仪器运行良好．为了进一步保证测定结果的准确性，每批次样品均测定了土壤标准参考物质（ＧＢＷ⁃０７４０５），汞参考值为０．２９ʃ０．０３ｍｇ㊃ｋｇ－１，回收率在８０％ １２０％之间．２㊀结果与讨论（Ｒｅｓｕｌｔｓａｎｄｄｉｓｃｕｓｓｉｏｎ）２．１㊀发电燃煤汞含量煤质分析结果见表１．５个电厂的入炉煤汞含量在０．０６ ０．２４ｍｇ㊃ｋｇ－１之间，平均含量为０．１４ｍｇ㊃ｋｇ－１．不同来源的煤中汞含量差异明显．在５个煤样中，汞最高含量与最低含量相差近４倍．本研究所得煤中汞的平均含量与文献报道的我国燃煤平均汞含量（０．１６ ０．３３ｍｇ㊃ｋｇ－１）相一致［９－１０］，且含量与灰分呈显著正相关关系（Ｒ２＝０．８４，Ｐ＜０．０５），与干基挥发分呈显著负相关关系（Ｒ２＝０．８５，Ｐ＜０．０５）．结果显示，所研究燃煤样品中的汞主要来自于煤中的无机矿物．有研究报道煤中汞主要来自于煤中黄铁矿［１１］，然而，在本研究中并未发现全硫与汞含量存在显著相关．这可能主要是因为燃煤中硫的成分来源复杂导致．２．２㊀发电燃煤过程中汞的迁移汞是一种易挥发元素，在燃煤过程中，微量汞将会被气化进入烟气，除一部分以氧化态汞（Ｈｇ２＋或Ｈｇ２＋２）存在以外，绝大部分汞以元素态汞（Ｈｇ０）存在于锅炉的高温气相中．存在于气相中的部分Ｈｇ０被吸㊀２期刁星等：燃煤电厂固体废弃物中汞分布特征及排放量估算２３１㊀附在颗粒物表面，其中，有一部分Ｈｇ０在热辐射作用下被颗粒物表面的金属氧化物催化氧化为氧化态汞（Ｈｇ２＋或Ｈｇ２＋２）．经过在锅炉高温区的短暂停留，随烟气进入烟道．在随烟气排放的过程中，温度逐渐降低，部分Ｈｇ０被吸附在细小烟尘颗粒表面，形成颗粒态汞（Ｈｇｐ）．颗粒态汞被锅炉后方的静电除尘器（ＥＳＰ）除掉，除尘效率可以高达９９％以上．因此，ＥＳＰ对颗粒态汞的去除效率显著．报道显示，安装有ＥＳＰ的电厂烟气中汞的排放量可以减少２３％及以上．经过ＥＳＰ以后，烟气中的气态汞（包括气态Ｈｇ０和Ｈｇ２＋）和未被ＥＳＰ捕获下来的超细颗粒物吸附态Ｈｇ进入随后的脱硫装置．由于氧化态Ｈｇ２＋具有很高的水溶性，Ｈｇ２＋被迅速溶解进入脱硫浆液，同时，部分来自ＥＳＰ逃逸的细颗粒也溶解进入浆液，随脱硫过程一起转移至石膏和废水中．未被溶解和吸附的气态元素汞，通过烟囱排放进入大气．可见，经过燃烧，来自燃煤的汞经除尘和脱硫过程后，在炉渣㊁粉煤灰和脱硫石膏中进行了再分配．表１㊀不同电厂燃煤煤质分析Ｔａｂｌｅ１㊀Ｑｕａｌｉｔｙａｎａｌｙｓｉｓｏｆｃｏａｌｓｆｒｏｍｃｏａｌ⁃ｆｉｒｅｄｐｏｗｅｒｐｌａｎｔｓ电厂Ｐｏｗｅｒｐｌａｎｔ煤中汞含量Ｍｅｒｃｕｒｙｉｎｃｏａｌ／（ｍｇ㊃ｋｇ－１）全水分Ｍｏｉｓｔｕｒｅｃｏｎｔｅｎｔ／％灰分Ａｓｈｃｏｎｔｅｎｔ／％干基挥发分Ｄｒｙｂａｓｅｖｏｌａｔｉｌｅ／％全硫（干基）Ｔｏｔａｌｓｕｌｆｕｒ／％固定碳Ｆｉｘｅｄｃａｒｂｏｎ／％低位发热量Ｌｏｗｅｒｈｅａｔｉｎｇｖａｌｕｅ／（ＭＪ㊃ｋｇ－１）Ａ０．２４７．００３６．３０１２．０２１．０４１９．２１Ｂ０．１６７．００２８．８８１２．９２５７．２４２１．６０Ｃ０．１４１０．９２１８．２３２４．６４０．４７２２．４２Ｄ０．０６１７．８６１７．０２４１．２３１．３１４３．４７１８．３８Ｅ０．０８２０．５７１５．１０３８．１９０．４６２０．２７㊀㊀注： 为未测数据．２．３㊀燃煤固废中汞的分布特征本研究采样点在燃煤发电过程中的分布如图１所示．图１㊀燃煤电站采样点及汞迁移示意图Ｆｉｇ．１㊀Ｓｋｅｔｃｈｍａｐｏｆｓａｍｐｌｉｎｇｓｉｔｅｓａｎｄｍｅｒｃｕｒｙｔｒａｎｓｐｏｒｔａｔｉｏｎ来自５个电厂的脱硫废水和石灰石样品中未检出汞，因此，本研究汞的物相分配包括燃煤㊁粉煤灰㊁炉渣㊁脱硫石膏．采用测汞仪对消解样品中的汞进行测定，不同样品中汞含量分析结果见表２．表２㊀样品分析结果（ｎȡ３，ＲＳＤɤ１５％）Ｔａｂｌｅ２㊀Ｃｏｎｔｅｎｔｓｏｆｍｅｒｃｕｒｙｉｎｖａｒｉｏｕｓｓａｍｐｌｅｓ（ｎȡ３，ＲＳＤɤ１５％）电厂Ｐｏｗｅｒｐｌａｎｔ装机容量Ｉｎｓｔａｌｌｅｄｃａｐａｃｉｔｙ／ＭＷ燃煤量Ｃｏａｌｃｏｎｓｕｍｐｔｉｏｎ／（ｔ㊃ｄ－１）煤中汞含量Ｍｅｒｃｕｒｙｃｏｎｔｅｎｔｉｎｃｏａｌ／（ｍｇ㊃ｋｇ－１）粉煤灰产量Ｆｌｙａｓｈｙｉｅｌｄ／（ｔ㊃ｄ－１）灰中汞含量Ｍｅｒｃｕｒｙｃｏｎｔｅｎｔｉｎｆｌｙａｓｈ／（ｍｇ㊃ｋｇ－１）炉渣产量Ｓｌａｇｙｉｅｌｄ／（ｔ㊃ｄ－１）渣中汞含量Ｍｅｒｃｕｒｙｃｏｎｔｅｎｔｉｎｓｌａｇ／（ｍｇ㊃ｋｇ－１）石膏产量Ｇｙｐｓｕｍｙｉｅｌｄ／（ｔ㊃ｄ－１）石膏汞含量Ｍｅｒｃｕｒｙｃｏｎｔｅｎｔｉｎｇｙｐｓｕｍ／（ｍｇ㊃ｋｇ－１）Ａ３００２５００．０００．２４２２０．０００．２７６７．８３０．０２８３．３３３．００Ｂ３００２２００．４６０．１６２１９．１８０．０７４１．１００．０１４１．１０１．４８Ｃ６００４６８５．６１０．１４５．９３０．３３５２．４２０．０９１４８．７７２．１０Ｄ３３０３２５０．０００．０６１５０．０００．１２４０．０００．０２６６．０００．２２Ｅ３５０３５００．０００．０８１９３．５２０．９７６８．３００．０１１０５．７５０．０８在不同电站发电过程中，随着装机容量的增加，耗煤量也在增加．Ａ㊁Ｂ两个电厂装机容量相同，燃煤量相近，电厂Ａ耗煤量略高于电厂Ｂ．燃煤汞含量分别为０．２４ｍｇ㊃ｋｇ－１和０．１６ｍｇ㊃ｋｇ－１．二者产灰量基本相同，但粉煤灰中汞含量差别显著．同样，在炉渣㊁脱硫石膏中汞的含量也相差明显．可见，燃煤发电汞分２３２㊀环㊀㊀境㊀㊀化㊀㊀学３５卷布不仅与入炉煤中汞含量有关，而且受煤质成分㊁燃烧状况和环保设施运行效率等因素共同影响．炉煤汞含量与石膏汞含量呈显著正相关（Ｒ２＝０．８９，Ｐ＜０．０５）．纵然装机容量相同，煤中汞含量也相近，由于炉型㊁燃烧方式㊁燃烧状态㊁环保设备工作效率和燃煤煤质等方面的差异，导致Ｈｇ在不同物相中的迁移分布不同．汞在所述５个电厂固废中的迁移量如表３所示．燃煤中的汞经燃烧在粉煤灰㊁炉渣和脱硫石膏中进行了再分配．从５个电厂的实验结果来看，存在于炉渣中的汞所占比例在０．１３％ ０．７４％之间，结果与文献［１２⁃１７］一致（０．１０％ ０．９０％）．存在于粉煤灰和脱硫石膏中的汞出现了明显的分异．粉煤灰中汞所占比例为０．３０％ ６３．８０％，脱硫石膏中汞所占比例为２．９５％ ４６．５１％．汞在粉煤灰和脱硫石膏中所占比例存在如此大的极差，表明汞在燃煤过程中的迁移和分布是极其复杂的物理化学过程，受影响条件较多．表３㊀汞在固废中的迁移量Ｔａｂｌｅ３㊀Ｍｉｇｒａｔｉｏｎｏｆｍｅｒｃｕｒｙｉｎｖａｒｉｏｕｓｗａｓｔｅｓ电厂ＰｏｗｅｒｐｌａｎｔＡＢＣＤＥ粉煤灰Ｆｌｙａｓｈ／％１０．０３４．４４０．３０９．２３６３．８０炉渣Ｓｌａｇ／％０．２１０．１３０．７４０．５００．１７脱硫石膏Ｇｙｐｓｕｍ／％４１．５６１７．３０４６．５１７．２６２．９５飞灰吸附汞的能力主要受飞灰粒径，飞灰未燃尽碳含量以及飞灰成分等因素的影响．飞灰越细，比表面积越大，在炉内悬浮时间越长，吸附效果就越好，汞在飞灰中的富集现象越明显．有研究表明随着锅炉容量增大粉煤灰在炉膛的停留时间也随之增加，燃烧更加充分，飞灰含碳量降低［１８］．Ｃ电厂的锅炉容量最大，粉煤灰的汞含量也就最低．而Ａ㊁Ｅ电厂由于机组老化，锅炉燃烧效率低，易造成飞灰含碳量较高，导致汞富集因子增大．炉渣的汞含量特别低，主要是由于在炉膛内高于８００ħ的高温燃烧区，煤中的汞几乎全部转变为元素汞Ｈｇ０并停留在烟气中，炉膛底部排渣口，随温度的降低，周围气化的汞会少部分凝结在底灰颗粒表面，其余绝大部分随烟气在锅炉烟道下游被传输到烟气污染控制设备．脱硫石膏对氧化态汞有很好的脱除效果，而汞的形态分布又与锅炉系统的烟气温度㊁烟气组分㊁飞灰活性与比表面积，以及其它微量元素等有较大关系［１９］．研究发现［２０］，锅炉负荷的变化对脱汞效率影响不明显，但随着机组负荷的增加，湿法烟气脱硫入口气态汞的含量增加．正常的脱硫石膏外观应接近白色，但因为有飞灰和其它杂质的存在，大部分脱硫石膏呈灰色或灰黄色．Ｃ电厂石膏颜色呈暗灰色，应是掺杂了飞灰，造成石膏汞含量增大．Ｅ电厂的石膏汞含量很低，主要是由于大量汞分布在粉煤灰中，在进入脱硫设备之前已经被静电除尘器去除．２．４㊀汞在不同物相中的分配特征和迁移量忽略脱硫过程石灰石引入的汞和脱硫废水所排放的汞，假设锅炉燃煤过程的汞输入与输出存在质量平衡，燃煤中的汞经燃煤发电过程燃烧后在固相和气相中的再分配特征和迁移量如图２所示．燃煤中的汞经再分配以后，约３３％ ８３％的汞最终被排放进入大气．图２㊀汞在固废和烟气中的迁移量Ｆｉｇ．２㊀Ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｏｆｍｅｒｃｕｒｙｉｎｆｌｕｅｇａｓａｎｄｓｏｌｉｄｗａｓｔｅ㊀２期刁星等：燃煤电厂固体废弃物中汞分布特征及排放量估算２３３㊀根据表２中的分析结果，结合煤耗㊁粉煤灰产量㊁渣产量和脱硫石膏产量，计算得出不同电厂汞燃煤输入量和不同固废排放输出量，结果如表４所示．表４㊀汞的输出和输入量Ｔａｂｌｅ４㊀Ｉｎｐｕｔａｎｄｅｍｉｓｓｉｏｎｏｆｍｅｒｃｕｒｙｔｈｒｏｕｇｈｄｉｆｆｅｒｅｎｔｐｈａｓｅｓ电厂ＰｏｗｅｒｐｌａｎｔＡＢＣＤＥ煤输入汞量Ｍｅｒｃｕｒｙｉｎｐｕｔｖｉａｃｏａｌ／（ｇ㊃ｄ－１）６００．７５３５０．５３６６４．４２１９６．６３２９４．０７灰输出汞量Ｆｌｙａｓｈｍｅｒｃｕｒｙｅｍｉｓｓｉｏｎ／（ｇ㊃ｄ－１）６０．２８１５．５６１．９６１８．１４１８７．６２渣输出汞量Ｓｌａｇｍｅｒｃｕｒｙｅｍｉｓｓｉｏｎ／（ｇ㊃ｄ－１）１．２９０．４５４．８９０．９８０．５１石膏输出汞量Ｇｙｐｓｕｍｍｅｒｃｕｒｙｅｍｉｓｓｉｏｎ／（ｇ㊃ｄ－１）２４９．６６６０．６４３０９．００１４．２８８．６７烟气输出汞量Ｆｌｕｅｇａｓｍｅｒｃｕｒｙｅｍｉｓｓｉｏｎ／（ｇ㊃ｄ－１）２８９．５２２７３．８８３４８．５７１６３．２３９７．２７２．５㊀燃煤电厂汞排放量估算２．５．１㊀质量平衡模型（ＭａｓｓＢａｌａｎｃｅ，ＭＢ）根据图１中汞的迁移特征，建立燃煤发电过程中汞质量平衡方程．ＨｇＴ⁃Ｉｎｐｕｔ＝ＨｇＣｏａｌ＋ＨｇＬｉｍｅｓｔｏｎｅ＝ＨｇＴ⁃ｅｍｉｓｓｉｏｎ（１）ＨｇＴ⁃ｅｍｉｓｓｉｏｎ＝ＨｇＳｏｌｉｄ⁃ｅｍｉｓｓｉｏｎ＋ＨｇＬｉｑｕｉｄ⁃ｅｍｉｓｓｉｏｎ＋ＨｇＧａｓ⁃ｅｍｉｓｓｉｏｎ（２）ＨｇＳｏｌｉｄ⁃ｅｍｉｓｓｉｏｎ＝ＨｇＳｌａｇ＋ＨｇＦｌｙａｓｈ＋ＨｇＧｙｐｓｕｍ（３）ＨｇＧａｓ⁃ｅｍｉｓｓｉｏｎ＝ＨｇＦｌｕｅ（４）因为在本实验中，脱硫废水中汞的含量未被有效检出，因此ＨｇＷａｔｅｒʈ０．燃煤电厂烟气汞释放为：ＨｇＦｌｕｅ＝ＨｇＴ⁃Ｉｎｐｕｔ－ＨｇＳｏｌｉｄ⁃ｅｍｉｓｓｉｏｎ＝ＨｇＣｏａｌ－（ＨｇＳｌａｇ＋ＨｇＦｌｙａｓｈ＋ＨｇＧｙｐｓｕｍ）（５）根据方程（５），结合表２中的数据，可估算出５个电厂烟气汞排放量分别为２８９．５２㊁２７３．８８㊁３４８．５７㊁１６３．２３㊁９７．２７ｇ㊃ｄ－１．如果按照电厂年运行天数为３６０ｄ进行计算，则年排放量分别为１０４．２３㊁９８．６０㊁１２５．４９㊁５８．７６㊁３５．０２ｋｇ㊃ａ－１．２．５．２㊀排放修正因子模型（Ｅｍｉｓｓｉｏｎｍｏｄｉｆｉｃａｔｉｏｎｆａｃｔｏｒｓ，ＥＭ）排放修正因子ＥＭＦ（Ｅｍｉｓｓｉｏｎｍｏｄｉｆｉｃａｔｉｏｎｆａｃｔｏｒｓ）表示燃煤电站烟气中的汞排放到大气中的排放率，也体现了该电厂的清洁燃烧效率和环保设备贡献率．例如，某装置可以使原有烟气中汞排放减少１０％，则该装置的排放修正因子为１ ０．１＝０．９［２１］．排放因子模型建立了由燃煤到烟气汞排放的直接联系．最常用的修正因子烟气汞排放估算模型如下：ＨｇＧａｓ⁃ｅｍｉｓｓｉｏｎ＝ＭＣｏａｌˑＣＨｇ－ｃｏａｌˑΠＥＭＦｉ式中，Ｈｇｇａｓ⁃ｅｍｉｓｓｉｏｎ为单个燃煤电站锅炉汞排放量（ｇ）；ＭＣｏａｌ为煤在估算时间内日平均消耗量（ｔ㊃ｄ－１）；ＣＨｇ⁃ｃｏａｌ为煤平均汞含量（ｍｇ㊃ｋｇ－１）；ΠＥＭＦｉ为各个有效修正因子（ＥＭＦ）的乘积．利用排放因子估算模型得到的电厂烟气汞排放量结果如表５所示．表５㊀采用排放因子模型估算电厂烟气汞排放Ｔａｂｌｅ５㊀ＥｓｔｉｍａｔｉｏｎｏｆｍｅｒｃｕｒｙｅｍｉｓｓｉｏｎｂｙＥＭＦｓｍｏｄｅｌ电厂编号ＰｏｗｅｒｐｌａｎｔＡＰＣＤ类型ＡＰＣＤｔｙｐｅ燃烧器类型Ｂｕｒｎｅｒｔｙｐｅ烟气汞排放量估算值ＥｓｔｉｍａｔｉｏｎｖａｌｕｅｓｏｆＥｍｉｓｓｉｏｎａｍｏｕｎｔｓ／（ｋｇ㊃ａ－１）ＡＥＳＰ＋ＷＦＧＤ四角切圆１０７．９０ＢＥＳＰ＋ＷＦＧＤ四角切圆６２．９６ＣＥＳＰ＋ＷＦＧＤ四角切圆１１９．３３ＤＥＳＰ＋ＷＦＧＤ四角切圆３５．３１ＥＥＳＰ＋ＷＦＧＤ四角切圆５２．８２２．５．３㊀烟气计算模型（Ｆｌｕｅｃａｌｃｕｌａｔｉｏｎ，ＦＣ）根据煤炭燃烧的理论空气需求量Ｖ０（ｍ３Ｎ㊃ｋｇ－１）和产生的实际烟气量ＶＹ（ｍ３Ｎ㊃ｋｇ－１）计算如下［２２⁃２３］．（１）理论空气需求量干燥无灰基挥发分（Ｖｄａｆ，％）＞１５％的烟煤：２３４㊀环㊀㊀境㊀㊀化㊀㊀学３５卷Ｖ０＝０．２５１ˑＱｎｅｔ１０００＋０．２７８式中，Ｑｎｅｔ为收到基低位发热量（ｋＪ㊃ｋｇ－１）．Ｖｄａｆ＜１５％的贫煤和无烟煤：Ｖ０＝Ｑｎｅｔ４１４１５＋０．６１（２）实际烟气量无烟煤㊁烟煤及贫煤：ＶＹ＝１．０４Ｑｎｅｔ４１８７＋０．７７＋１．０１６１（α－１）Ｖ０式中，α为过剩空气系数，燃煤锅炉α＝１．８．煤炭中含汞量与其燃烧排放的汞浓度的关系如下：Ｂ＝１０３ˑＣ０ˑＰＶＹ式中，Ｂ为汞排放质量浓度（μｇ㊃ｍ－３Ｎ）；Ｃ０为煤炭的含汞量（μｇ㊃ｋｇ－１）；Ｐ为煤炭燃烧的大气汞排放比例，取８３％［２４］．５个电厂烟气汞排放浓度和年排放量如表５所示．表５㊀烟气计算模型估算汞排放量Ｔａｂｌｅ５㊀Ｅｓｔｉｍａｔｉｏｎｏｆｍｅｒｃｕｒｙｅｍｉｓｓｉｏｎｂｙｆｌｕｅｃａｌｃｕｌａｔｉｏｎｍｏｄｅｌ电厂编号ＰｏｗｅｒｐｌａｎｔＶ０／（ｍ３Ｎ㊃ｋｇ－１）ＶＹ／（ｍ３Ｎ㊃ｋｇ－１）Ｂ／（μｇ㊃ｍ－３Ｎ）年排放量Ａｎｎｕａｌｅｍｉｓｓｉｏｎ／（ｋｇ㊃ａ－１）Ａ５．２４９．８０２０．３４１７９．４０Ｂ５．８２１０．８７１２．１７１０４．７９Ｃ５．９１１１．１４１０．５７１９８．６２Ｄ４．８９９．３１５．３９５８．７１Ｅ５．３７１０．１７６．８６８７．９１２．５．４㊀３种模型排放量估算对比分析图３显示的是用３种方法分别估算得到的５个燃煤电厂烟气汞年排放量．同一电厂采用不同模型估算结果的偏差较大．采用烟气计算模型的估算结果明显较其它两种模型估算结果数值偏高．就所研究的５个电厂而言，烟气计算模型结果分别比质量平衡模型高７２．１２％㊁６．２８％㊁５８．２８％㊁－０．０９％㊁１５１．０３％，比修正因子模型高６６．２７％㊁６６．４４％㊁６６．４５％㊁６６．２７％㊁６６．４３％．针对Ａ㊁Ｃ电厂，质量平衡模型和修正因子模型所得排放量基本一致．Ｂ㊁Ｄ电厂，质量平衡模型和烟气计算模型的结果相当．３种模型均基于燃煤中的汞含量水平进行估算，模型参数存在明显不确定性，受具体工艺过程影响较大．图３㊀３种方法烟气汞年排放量估算结果对比Ｆｉｇ．３㊀Ｃｏｍｐａｒｉｓｏｎｏｆｔｈｅａｎｎｕａｌｍｅｒｃｕｒｙｅｍｉｓｓｉｏｎａｍｏｕｎｔｓｅｖａｌｕａｔｅｄｂｙ３ｍｏｄｅｌｓ㊀㊀２期刁星等：燃煤电厂固体废弃物中汞分布特征及排放量估算２３５胡长兴等［１７］通过利用排放因子模型，计算分析指出燃煤电站的总汞排放量（气态汞和固态汞排放量之和）基本上同燃煤机组的容量呈比例，每１００ＭＷ机组总汞排放量在４０ ５０ｋｇ㊃ａ－１左右．并指出，除尘设备与湿法脱硫设备共用时可以使气态汞排放量明显下降至总汞排放量的３０％左右，也就是气态汞的排放量为１２ １５ｋｇ㊃ａ－１．而本实验通过质量平衡法得到结果则显示，每１００ＭＷ机组气态汞排放量为１０ ３５ｋｇ㊃ａ－１．一般来讲，对电站燃煤烟气现场采样和分析难度较高，基体复杂，影响因素多，分析结果偏差大［２５］．烟气计算模型参数多为经验值，未考虑具体电站锅炉和环保设施运行状态的影响，适合多污染源㊁大区域的粗略估算．修正因子模型考虑了燃煤基质㊁锅炉类型㊁燃烧方式㊁清洁系数㊁环保设施等因素的贡献，较烟气计算模型更符合实际生产状况．然而，修正因子只是有限电厂实际测试结果的统计数据，同样存在片面性和不准确度．而质量平衡模型所需参数大部分来自实际测定结果，具有较高的可信度．工况参数也具有很高的可靠性，且方便获取．但实际测定结果也存在一定的不确定性，比如不同介质中汞浓度的瞬时变化㊁分析测定过程中的样品损失和误差等．总之，３种不同的估算方法各自存在优缺点．随着环境污染的日趋严重和国际环保标准的压力，尽快建立准确㊁有效的燃煤电站估算模型非常必要．３㊀结论（Ｃｏｎｃｌｕｓｉｏｎ）炉渣中汞所占比例在０．１３％ ０．７４％之间，粉煤灰中汞所占比例为０．３０％ ６３．８０％，脱硫石膏汞所占比例为２．９５％ ４６．５１％，燃煤中的汞经再分配以后，约３３％ ８３％的汞最终被排放进入大气．用烟气计算模型的估算结果明显较其它两种模型估算结果高，５个电站计算结果分别比质量平衡模型高７２．１２％㊁６．２８％㊁５８．２８％㊁－０．０９％㊁１５１．０３％，比修正因子模型高６６．２７％㊁６６．４４％㊁６６．４５％㊁６６．２７％㊁６６．４３％．３种模型参数存在明显不确定性，尽快建立准确㊁有效的燃煤电站估算模型势在必行．参考文献（Ｒｅｆｅｒｅｎｃｅｓ）［１］㊀ＰＡＣＹＮＡＥＧ，ＰＡＣＹＮＡＪＭ，ＳＴＥＥＮＨＵＩＳＥＮＦ，ｅｔａｌ．Ｇｌｏｂａｌａｎｔｈｒｏｐｏｇｅｎｉｃｍｅｒｃｕｒｙｅｍｉｓｓｉｏｎｉｎｖｅｎｔｏｒｙｆｏｒ２０００［Ｊ］．ＡｔｍｏｓｐｈｅｒｉｃＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，２００６，４０（２２）：４０４８⁃４０６３．［２］㊀ＦＡＮＧＧＣ，ＹＡＮＧＩＬ，ＬＩＵＣＫ．Ｅｓｔｉｍａｔｉｏｎｏｆａｔｍｏｓｐｈｅｒｉｃｐａｒｔｉｃｕｌａｔｅｓａｎｄｄｒｙｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎｐａｒｔｉｃｕｌａｔｅ⁃ｂｏｕｎｄｍｅｒｃｕｒｙＨｇ（ｐ）ｉｎＳｈａ⁃Ｌｕ，Ｔａｉｗａｎ［Ｊ］．ＡｅｒｏｓｏｌａｎｄＡｉｒＱｕａｌｉｔｙＲｅｓｅａｒｃｈ，２０１０，１０（５）：４０３⁃４１３．［３］㊀ＬＥＥＷＪ，ＢＡＥＧＮ．Ｒｅｍｏｖａｌｏｆｅｌｅｍｅｎｔａｌｍｅｒｃｕｒｙ（Ｈｇ（Ｏ））ｂｙｎａｎｏｓｉｚｅｄＶ２Ｏ５／ＴｉＯ２Ｃａｔａｌｙｓｔｓ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００９，４３（５）：１５２２⁃１５２７．［４］㊀ＤＩＡＭＡＮＴＯＰＯＵＬＯＵＩ，ＳＫＯＤＲＡＳＧ，ＳＡＫＥＬＬＡＲＯＰＯＵＬＯＳＧＰ．Ｓｏｒｐｔｉｏｎｏｆｍｅｒｃｕｒｙｂｙａｃｔｉｖａｔｅｄｃａｒｂｏｎｉｎｔｈｅｐｒｅｓｅｎｃｅｏｆｆｌｕｅｇａｓｃｏｍｐｏｎｅｎｔｓ［Ｊ］．ＦｕｅｌＰｒｏｃｅｓｓｉｎｇＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２０１０，９１（２）：１５８⁃１６３．［５］㊀ＫＯＮＧＦＨ，ＱＩＵＪＲ，ＬＩＵＨ，ｅｔａｌ．Ｃａｔａｌｙｔｉｃｏｘｉｄａｔｉｏｎｏｆｇａｓ⁃ｐｈａｓｅｅｌｅｍｅｎｔａｌｍｅｒｃｕｒｙｂｙｎａｎｏ⁃Ｆｅ２Ｏ３［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅｓ⁃Ｃｈｉｎａ，２０１１，２３（４）：６９９⁃７０４．［６］㊀ＷＵＹＬ，ＲＡＨＭＡＮＩＮＧＲＵＭＤＧ，ＬＡＩＹＣ，ｅｔａｌ．Ｍｅｒｃｕｒｙｅｍｉｓｓｉｏｎｓｆｒｏｍａｃｏａｌ⁃ｆｉｒｅｄｐｏｗｅｒｐｌａｎｔａｎｄｔｈｅｉｒｉｍｐａｃｔｏｎｔｈｅｎｅａｒｂｙｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ［Ｊ］．ＡｅｒｏｓｏｌａｎｄＡｉｒＱｕａｌｉｔｙＲｅｓｅａｒｃｈ，２０１２，１２（４）：６４３⁃６５０．［７］㊀ＴＡＮＧＮ，ＰＡＮＳＷ．Ｓｔｕｄｙｏｎｍｅｒｃｕｒｙｅｍｉｓｓｉｏｎａｎｄｍｉｇｒａｔｉｏｎｆｒｏｍｌａｒｇｅ⁃ｓｃａｌｅｐｕｌｖｅｒｉｚｅｄｃｏａｌｆｉｒｅｄｂｏｉｌｅｒｓ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＦｕｅｌＣｈｅｍｉｓｔｒｙａｎｄＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２０１３，４１（４）：４８４⁃４９０．［８］㊀高炜，支国瑞，薛志钢，等．１９８０一２００７年我国燃煤人气汞㊁铅㊁砷排放趋势分析［Ｊ］．环境科学研究，２０１３，２６（８）：８２２⁃８２８．ＧＡＯＷ，ＺＨＩＧＲ，ＸＵＥＺＧ，ｅｔａｌ．Ａｎａｌｙｓｉｓｏｆａｔｍｏｓｐｈｅｒｉｃｅｍｉｓｓｉｏｎｔｒｅｎｄｓｏｆｍｅｒｃｕｒｙ，ｌｅａｄａｎｄａｒｓｅｎｉｃｆｒｏｍｃｏａｌｃｏｍｂｕｓｔｉｏｎｉｎＣｈｉｎａｆｒｏｍ１９８０⁃２００７［Ｊ］．ＲｅｓｅａｒｃｈｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅｓ，２０１３，２６（８）：８２２⁃８２８（ｉｎＣｈｉｎｅｓｅ）．［９］㊀郭欣，郑楚光，贾小红，等．３００ＭＷ煤粉锅炉烟气中汞形态分析的实验研究［Ｊ］．中国电机工程学报，２００４，２４（６）：１８９⁃１９２．ＧＵＯＸ，ＺＨＥＮＧＣＧ，ＪＩＡＸＨ，ｅｔａｌ．Ｓｔｕｄｙｏｎｍｅｒｃｕｒｙｓｐｅｃｉａｔｉｏｎｉｎｐｕｌｖｅｒｉｚｅｄｃｏａｌｆｉｒｅｄｆｉｕｅｇａｓ［Ｊ］．ＰｒｏｃｅｅｄｉｎｇｓｏｆｔｈｅＣＳＥＥ，２００４，２４（６）：１８９⁃１９２（ｉｎＣｈｉｎｅｓｅ）．［１０］㊀王起超，马如龙．煤及其灰渣中的汞［Ｊ］．中国环境科学，１９９７，１７（１）：７７⁃７９．ＷＡＮＧＱＣ，ＭＡＲＬ．Ｔｈｅｍｅｒｃｕｒｙｉｎｃｏａｌａｎｄｉｔｓｃｉｎｄｅｒ［Ｊ］．ＣｈｉｎａＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ，１９９７，１７（１）：７７⁃７９（ｉｎＣｈｉｎｅｓｅ）．［１１］㊀ＧＬＯＤＥＫＡ，ＰＡＣＹＮＡＪＭ．Ｍｅｒｃｕｒｙｅｍｉｓｓｉｏｎｆｒｏｍｃｏａｌ⁃ｆｉｒｅｄｐｏｗｅｒｐｌａｎｔｓｉｎＰｏｌａｎｄ［Ｊ］．ＡｔｍｏｓｐｈｅｒｉｃＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，２００９，４３（３５）：５６６８⁃５６７３．［１２］㊀张迪生，谢馨．南京某燃煤电厂汞的排放特点及分布特征［Ｊ］．环境监测管理与技术，２０１４，２６（３）：６４⁃６７．ＺＨＡＮＧＤＳ，ＸＩＥＸ．ＤｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｆｅａｔｕｒｅｓａｎｄｅｍｉｓｓｉｏｎｇｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓｏｆｍｅｒｃｕｒｙｉｎａＮａｎｊｉｎｇｃｏａｌ⁃ｆｉｒｅｄｐｏｗｅｒｐｌａｎｔ［Ｊ］．ＴｈｅＡｄｍｉｎｉｓｔｒａｔｉｏｎａｎｄＴｅｃｈｎｉｑｕｅｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＭｏｎｉｔｏｒｉｎｇ，２０１４，２６（３）：６４⁃６７（ｉｎＣｈｉｎｅｓｅ）．２３６㊀环㊀㊀境㊀㊀化㊀㊀学３５卷［１３］㊀张乐．燃煤过程汞排放测试及汞排放量估算研究［Ｄ］．杭州：浙江大学硕士学位论文，２００７．ＺＨＡＮＧＬ．Ｒｅｓｅａｒｃｈｏｎｍｅｒｃｕｒｙｅｍｉｓｓｉｏｎｍｅａｓｕｒｅｍｅｎｔａｎｄｅｓｔｉｍａｔｅｆｒｏｍｃｏｍｂｕｓｔｉｏｎｒｅｓｏｕｒｃｅｓ［Ｄ］．Ｈａｎｇｚｈｏｕ：ＭａｓｔｅｒｄｅｇｒｅｅｔｈｅｓｉｓｏｆＺｈｅｊｉａｎｇＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，２００７（ｉｎＣｈｉｎｅｓｅ）．［１４］㊀樊保国，刘军娥，乔晓磊，等．电厂煤粉锅炉汞排放特性研究［Ｊ］．环境污染与防治，２０１４；３６（７）：６１⁃６３，７３ＦＡＮＧＢＧ，ＬＩＵＪＥ，ＱＩＡＯＸＬ，ｅｔａｌ．Ｍｅｒｃｕｒｙｅｍｉｓｓｉｏｎｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓｏｆｔｈｅｐｏｗｅｒｐｌａｎｔｐｕｌｖｅｒｉｚｅｄｃｏａｌｆｉｒｅｄｂｏｉｌｅｒ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＰｏｌｌｕｔｉｏｎ＆Ｃｏｎｔｒｏｌ，２０１４；３６（７）：６１⁃６３，７３（ｉｎＣｈｉｎｅｓｅ）．［１５］㊀李文俊．燃煤电厂和水泥厂大气汞排放特征研究［Ｄ］．重庆：西南大学硕士学位论文，２０１１．ＬＩＷＪ．ＣｈａｒａｃｔｅｒｉｚａｔｉｏｎｏｆａｔｍｏｓｐｈｅｒｉｃｍｅｒｃｕｒｙｅｍｉｓｓｉｏｎｓｆｒｏｍＣｏａｌ⁃ｆｉｒｅｄＰｏｗｅｒｐｌａｎｔａｎｄＣｅｍｅｎｔｐｌａｎｔ［Ｄ］．Ｃｈｏｎｇｘｉｎｇ：ＭａｓｔｅｒｄｉｓｓｅｒｔａｔｉｏｎｏｆＳｏｕｔｈｗｅｓｔＵｎｖｉｅｒｓｉｙｔｙ，２０１１（ｉｎＣｈｉｎｅｓｅ）．［１６］㊀葛业君，董众兵，郑刘根，等．淮南市电厂和炉渣中汞的分布规律［Ｊ］．环境化学，２００９，２８（３）：４５３⁃４５４ＧＥＹＪ，ＤＯＮＧＺＢ，ＺＨＥＮＧＬＧ，ｅｔａｌ．ＤｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｏｆｍｅｒｃｕｒｙｉｎｓｌａｇａｎｄＨｕａｉｎａｎｐｏｗｅｒｐｌａｎｔｓ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＣｈｅｍｉｓｔｒｙ，２００９，２８（３）：４５３⁃４５４（ｉｎＣｈｉｎｅｓｅ）．［１７］㊀胡长兴，周劲松，何胜，等．我国典型电站燃煤锅炉汞排放量估算［Ｊ］．热力发电，２０１０，３９（３）：１⁃４，８．ＨＵＣＸ，ＺＨＯＵＪＳ，ＨＥＳ，ｅｔａｌ．Ｅｓｔｉｍａｔｉｏｎｏｆｍｅｒｃｕｒｙｅｍｉｓｓｉｏｎｆｒｏｍｃｏａｌ⁃ｆｉｒｅｄｂｏｉｌｅｒｓｉｎｔｙｐｉｃａｌｐｏｗｅｒｐｌａｎｔｓｏｆＣｈｉｎａ［Ｊ］．ＴｈｅｒｍａｌＰｏｗｅｒＧｅｎｅｒａｔｉｏｎ，２０１０，３９（３）：１⁃４，８（ｉｎＣｈｉｎｅｓｅ）．［１８］㊀吕俊复，冯俊凯．煤粉炉中燃烧产物停留时间及其对飞灰含碳量的影响［Ｊ］．锅炉技术，２００５，３６（６）：２１⁃２４．ＬＹＵＪＦ，ＦＥＮＧＪＫ．Ｒｅｓｉｄｅｎｔｔｉｍｅｏｆｃｏｍｂｕｓｔｉｏｎｐｒｏｄｕｃｔｓａｎｄｉｔｓｅｆｆｅｃｔｏｎｃａｒｂｏｎｃｏｎｔｅｎｔｉｎｆｌｙａｓｈｉｎｐｕｌｖｅｒｉｚｅｄｃｏａｌｆｉｒｅｄｂｏｉｌｅｒｓ［Ｊ］．ＢｏｉｌｅｒＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００５，３６（６）：２１⁃２４（ｉｎＣｈｉｎｅｓｅ）．［１９］㊀ＣＨＥＮＬ，ＤＵＡＮＹ，ＺＨＵＯＹ，ｅｔａｌ．ＭｅｒｃｕｒｙｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎａｃｒｏｓｓｐａｒｔｉｃｕｌａｔｅｃｏｎｔｒｏｌｄｅｖｉｃｅｓｉｎｓｉｘｐｏｗｅｒｐｌａｎｔｓｏｆＣｈｉｎａ：Ｔｈｅｃｏ⁃ｅｆｆｅｃｔｏｆｃｈｌｏｒｉｎｅａｎｄａｓｈｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎ［Ｊ］．Ｆｕｅｌ，２００７，８６（４）：６０３⁃６１０．［２０］㊀井鹏，王凡，朱金伟，等．３００ＭＷ燃煤机组烟气控制装置对气态汞去除效果［Ｊ］．环境工程学报，２０１５，９（１）：３０７⁃３１１．ＪＩＮＧＰ，ＷＡＮＧＦ，ＺＨＵＪＷ，ｅｔａｌ．Ｒｅｍｏｖａｌｏｆｇａｓｅｏｕｓｍｅｒｃｕｒｙｆｏｒｐｏｌｌｕｔｉｏｎｃｏｎｔｒｏｌｓｙｓｔｅｍｓｏｆｔｗｏｓｅｔｓｏｆ３００ＭＷｃｏａｌ⁃ｆｉｒｅｄｕｎｉｔｓ［Ｊ］．ＣｈｉｎｅｓｅＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，２０１５，９（１）：３０７⁃３１１（ｉｎＣｈｉｎｅｓｅ）．［２１］㊀任建莉，周劲松，骆仲泱，等．燃煤电站汞排放量的预测模型［Ｊ］．动力工程，２００５，２５（４）：５８７⁃５９２．ＲＥＮＪＬ，ＺＨＯＵＪＳ，ＬＵＯＺＹ，ｅｔａｌ．Ｆｏｒｅｃａｓｔｉｎｇｍｏｄｅｌｆｏｒｍｅｒｃｕｒｙｅｍｉｓｓｉｏｎｂｙｃｏａｌ⁃ｆｉｒｅｄｐｏｗｅｒｐｌａｎｔｓ［Ｊ］．ＣｈｉｎｅｓｅＪｏｕｒｎａｌｏｆＰｏｗｅｒＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，２００５，２５（４）：５８７⁃５９２（ｉｎＣｈｉｎｅｓｅ）．［２２］㊀齐书芳，岳涛，王凡，等．燃煤工业锅炉烟气中汞排放情景分析［Ｊ］．环境污染与防治，２０１４，３６（７）：１０３⁃１０６．ＱＩＳＦ，ＹＵＥＴ，ＷＡＮＧＦ，ｅｔａｌ．Ｓｃｅｎａｒｉｏａｎａｌｙｓｉｓｏｆｍｅｒｃｕｒｙｅｍｉｓｓｉｏｎｆｒｏｍｃｏａｌ⁃ｆｉｒｅｄｉｎｄｕｓｔｒｉａｌｂｏｉｌｅｒｆｌｕｅｇａｓ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＰｏｌｌｕｔｉｏｎ＆Ｃｏｎｔｒｏｌ，２０１４，３６（７）：１０３⁃１０６（ｉｎＣｈｉｎｅｓｅ）．［２３］㊀同济大学，湖南大学，重庆建筑工学院．锅炉及锅炉房设备（第二版）［Ｍ］．北京：中国建筑工业出版社，１９８６：２３⁃２５．ＴｏｎｇｊｉＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，ＨｕｎａｎＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，ＣｈｏｎｇｑｉｎｇＩｎｓｔｉｔｕｔｅｏｆＡｒｃｈｉｔｅｃｔｕｒｅａｎｄＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ．ＢｏｉｌｅｒａｎｄＢｏｉｌｅｒ⁃ｒｏｏｍＥｑｕｉｐｍｅｎｔ（ＳｅｃｏｎｄＥｄｉｔｉｏｎ）［Ｍ］．Ｂｅｉｊｉｎｇ：ＣｈｉｎａＡｒｃｈｉｔｅｃｔｕｒｅ＆ＢｕｉｌｄｉｎｇＰｒｅｓｓ，１９８６：２３⁃２５（ｉｎＣｈｉｎｅｓｅ）．［２４］㊀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）：３４⁃３９．ＪＩＡＮＧＪＫ，ＨＡＯＪＭ，ＷＵＹ，ｅｔａｌ．ＤｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔｏｆｍｅｒｃｕｒｙｅｍｉｓｓｉｏｎｉｎｖｅｎｔｏｒｙｆｒｏｍｃｏａｌｃｏｍｂｕｓｔｉｏｎｉｎＣｈｉｎａ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ，２００５，２６（２）：３４⁃３９（ｉｎＣｈｉｎｅｓｅ）．［２５］㊀ＷＡＮＧＹ，ＤＵＡＮＹ，ＹＡＮＧＬ，ｅｔａｌ．Ｍｅｒｃｕｒｙｓｐｅｃｉａｔｉｏｎａｎｄｅｍｉｓｓｉｏｎｆｒｏｍｆｉｖｅｃｏａｌ⁃ｆｉｒｅｄｐｏｗｅｒｐｌａｎｔｓｉｎＣｈｉｎａ［Ｃ］．６ｔｈＩｎｔｅｒｎａｔｉｏｎａｌＳｙｍｐｏｓｉｕｍｏｎＣｏａｌＣｏｍｂｕｓｔｉｏｎ，Ｗｕｈａｎ，ＣＨＩＮＡ，２００７：８５９⁃８６８．。