中国燃煤电厂履行《关于汞的水俣公约》的差距与展望

吴清茹?赵子鹰?杨帆?刘开云?王书肖

摘要 燃煤电厂是全球最主要的大气汞排放源之一，也是《关于汞的水俣公约》（以下简称《公约》）的大气重点管控源。《公约》自2017年8月16日正式对中国生效，意味着中国燃煤电厂必须严格按照《公约》相关规定开展履约工作。本研究通过分析《公约》对大气汞排放的核心管控要求，并基于文献和数据调研确定了中国燃煤电厂大气汞排放控制现状，从而探索中国燃煤电厂在大气汞排放清单编制以及大气汞排放管控措施等工作的履约差距和需求，以期为燃煤电厂大气汞排放履约提供支撑。研究结果表明，无论是排放清单编制还是大气汞的管控措施均与公约要求存在一定差距。在排放清单方面，中国尚未编制燃煤电厂的国家排放清单。考虑到当前烟气汞实测数据的缺乏，短期内建议采用估算法开展国家清单编制。通过建立相对完善的污染物释放转移登记制度、推进燃煤汞含量参数库和污染控制设备脱汞效率参数库的建立，开展排放清单的编制和动态更新。未来采用实测数据进行清单校验应推动烟气汞排放的监管、加强标准方法配套的国产采样设备的评估和改进、以及提高检测人员的测试能力。相关来源的筛选原则建议优先采用设备规模这项原则，未来可进一步考虑采用将设备规模和设备的汞排放量相结合的原则。在排放管控方面，现有管控现状与《公约》提出的五大可选措施仍存在差距。建议明确燃煤电厂总量控制目标，短期内应重点考虑相对目标或控制增速的目标，长期发展可采用绝对目标;提出各阶段的具体管控措施，从替代性措施和控制技术应用两方面控制大气汞排放;推动燃煤电厂大气汞排放限值的修订，确定分别针对新建和现有燃煤电厂的排放限值;强化多污染物控制技术的协同脱汞效果并提高技术的稳定性，同时开展高效低价专门脱汞技术的研发，以期为电厂大气汞污染控制做技术储备。

关键词 燃煤电厂;大气汞排放;《关于汞的水俣公约》

中图分类号 X323   文献标识码 A  文章编号 1002-2104（2019）10-0052-09  DOI：10.12062/cpre.20190515

自改革開放以来，中国燃煤电厂在国民经济发展历程中扮演着不可替代的角色。然而，快速的能源消费也带来了严峻的环境问题。燃煤电厂是大气污染物的重要排放源之一，不仅面临国内大气污染管控的挑战，同时也承担着国际公约履约的责任。2017年8月16日，《关于汞的水俣公约》（以下简称《公约》）正式对中国生效[1-2]。燃煤电厂是《公约》排放条款附录D中的五个重点大气汞排放源之一。这意味着中国燃煤电厂必须严格按照《公约》大气汞排放的相关要求开展履约工作。基于此，本文从燃煤电厂大气汞的来源及控制、《公约》对大气汞排放的相关要求出发，结合中国燃煤电厂污染防治现状，提出了燃煤电厂大气汞排放履约的差距与展望。

1 燃煤电厂大气汞的来源与控制

燃煤电厂是全球仅次于小手工炼金的大气汞排放源[3]。2010年全球燃煤电厂大气汞排放量为316 （204～452） t，约占全球大气汞排放总量的16.1%[3]。此外，在所有的大气汞排放部门中，燃煤电厂几乎遍布各个缔约方，具有全球普遍的关注度。因此，《公约》附件D将燃煤电厂列为五个大气汞排放重点管控源之首。包括中国在内的各个缔约方需按照公约要求，编制燃煤电厂大气汞排放履约行动计划并采取措施控制其排放。根据已有研究，中国燃煤部门大气汞排放约占全国大气汞排放的47%，其中燃煤电厂的排放占燃煤部门的39%[4]。因此，燃煤电厂也是中国大气汞的重点排放源和管控源。中国燃煤电厂大气汞履约行动计划的编制不仅有助于指导燃煤电厂大气汞排放的控制，也对其他大气汞排放重点管控源有重要指导意义。

确定燃煤电厂大气汞排放控制的差距与展望，需要建立在充分了解燃煤电厂汞的来源与现有控制的基础上。燃煤电厂排放的大气汞源自煤炭中汞的输入[5]。煤炭汞含量是影响燃煤电厂汞输入的重要因素之一。2000年以来的研究成果显示，不同研究得到的中国原煤的汞含量均值基本上在0.15～0.22 mg/kg的范围，总体上为低汞煤（0.15～0.25 mg/kg）[5]。从区域分布看，新疆等地为特低汞煤（小于0.15 mg/kg），西南地区有一定比例的中高汞煤[5-6]。从煤种上看，褐煤的汞含量最高，约为0.280 （0.030～1.527 mg/kg）[5]。烟煤、亚烟煤和无烟煤的汞含量相对比较接近，分别为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]。《公约》缔约方大会第一次会议审议通过的《关于最佳可得技术（Best available technology， BAT）和最佳环境实践（Best environmental protection， BEP），同时亦考虑到新来源与现有来源之间的任何差异，并最大限度减少跨介质影响的必要性的指导意见》（以下简称《BAT/BEP导则》）[7]中，对全球主要国家煤炭中的汞含量进行汇总和分析。对比发现，中国原煤的汞含量与美国、巴西、罗马尼亚等国相当[7]。除本国生产的原煤外，中国消费的原煤大约有5.1%（2015年数据）左右需要通过进口[8]。海关数据显示，印度尼西亚、澳大利亚、朝鲜、俄罗斯、蒙古、越南和朝鲜是中国最主要的煤炭进口国[9]。其中，越南煤炭的汞含量（均值约0.348 mg/kg）相对较高[7]。因此，源头减排是减少燃煤电厂大气汞排放的重要措施。

 煤中的汞主要以汞硫键的形式存在[10-11]。据估计，洗煤过程有0%～60%的脱汞效率[12]。然而，中国燃煤电厂的洗煤率仅有2%左右[13]。因此，电厂通过使用洗煤减少汞的输入将具有一定的减排潜力。在锅炉高温燃烧的条件下，汞硫键断裂，99%以上的汞随之以气态元素汞（Elemental gaseous mercury， Hg0）的形式释放到烟气中[14]。释放到烟气中的汞可被氯化氧化为气态氧化汞（Gaseous oxidized mercury， Hg2+）或在飞灰的表面发生催化氧化。Hg2+吸附到飞灰表面形成颗粒汞（Particulatebound mercury， Hgp）。烟气中的汞随之进入一系列的大气污染控制设施中，并在这些污染控制设施中发生汞的氧化还原反应和脱除。燃煤电厂大气污染控制设施主要包括脱硝、除尘和脱硫设施。脱硝设施普遍采用选择性催化还原技术（Selective catalytic reduction technology， SCR）。SCR催化剂能够将Hg0催化氧化为Hg2+，转化率达到30%～80%[14-16]。少量的Hg2+能够吸附在颗粒物上转化为Hgp。然而，SCR本身没有副产物的产生，因此对汞并没有脱除效果。但是，其对汞的氧化作用能够促进汞在除尘和脱硫设施中的脱除，从而提高污染控制设施组合的整体脱汞效率。除尘设施一般包括静电除尘器（Electrostatic precipitator， ESP）、低低温电除尘器（Lowtemperature electrostatic precipitator， LTESP）、布袋除尘器（Fabric filter， FF）、湿式电除尘器（Wet electrostatic precipitator， WESP ）和电袋复合除尘器（ESPFF）。汞在除尘设施中发生复杂的氧化还原反应并主要以Hgp的形式被除尘设施所脱除。研究表明，ESP和FF的脱汞效率分别为4%～43%和9%～86%[5， 14， 16-19]。不同企业的测试结果存在较大的差异。WESP、LTESP和ESPFF为近年来煤电用来超低排放改造的除尘新设施，但是，这些设施的协同脱汞效果目前还缺乏足够的评估。脱硫设施包括石灰石湿法脱硫、海水脱硫、干法脱硫等。燃煤电厂目前主要采用湿法脱硫设施（WFGD）。WFGD能够有效脱除烟气中的Hg2+和Hgp。然而，燃煤电厂烟气进入WFGD时往往已经经过高效除尘，Hgp的浓度非常低。因此，现场测试往往表现为Hg2+的降低，而Hgp没有显著变化。2005年以来，国家颁布了一系列的节能减排措施，这些措施也推动燃煤电厂开展了一系列的环保改造，一定程度上有助于控制中国燃煤电厂大气汞排放量的增长，间接服务于中国燃煤电厂履行《公约》的相关要求。

2 《公约》对大气汞排放的要求

《公约》第八条明确了大气汞排放源控制的核心要求。主要包括三个方面：一是制订国家计划;二是制定排放清单;三是采取措施控制排放。需要说明的是，燃煤电厂还涉及汞向水土的释放、公共信息等其他条款。本文重点研究涉及排放的条款。

2.1 编制国家计划

《公约》提出缔约方制订国家计划，并在“公约对该缔约方生效4 a内”提交缔约方大会。该计划需设定“为控制排放而采取的各项措施及其预计指标、目标和成果”。燃煤电厂国家行动计划的制定需要充分考虑该行业在国内外的管控现状及发展趋势、该行业未来在中国的发展特征、大气汞排放特征与趋势、未来技术的可得性等相关信息，从而确保行动计划能够在满足国家发展的方针政策的基础上，有效引领国内大气汞污染的控制并履行《公约》的相关要求。

2.2 建立国家排放清单

《公约》要求缔约方在《公约》对其生效之日起“5 a内建立并于嗣后保存”相关来源排放清单。相关来源包括新来源也包括现有来源，是缔约方根据《公约》缔约方大会第一次会议审议通过的《关于缔约方可依照第8条第2（b）款制定的标准的指导意见》[20]筛选的涵盖该类排放源排放量至少75%的点源。其中，新来源指的是“公约对该缔约方生效之日起一年后建造或重大改造工程始于该日期后的排放源”;现有来源是指“不属于新来源的任何相关来源”。

2.3 采取措施控制源排放

《公约》第八条分别为新来源和现有来源管控的时间及措施提出了不同要求（图1）。其中，新来源需要在公约生效之日起5 a内采用BAT/BEP或排放限值“控制并在可行时减少”大气汞排放。对于现有来源，除针对新来源的两项措施外，还可以选择量化目标、多污染物控制战略和替代性措施。然而需要注意的是，对现有来源“需要尽快但不迟于公约对该缔约方生效之日起10 a内采取措施进行控制”。此外，公约虽然并未确定排放限值的具体数值，但是对排放限值仍有明确的要求。新来源排放限值要求必须是能够“符合BAT技术”的排放限值，现有来源则要求“控制并于可行时减少来自相关来源排放”。因此，若采用排放限值进行管控，需要对排放限值的具体取值进行科学合理的评估。

图1 大气汞排放源控制措施考虑到建立排放清单和明确管控措施均是国家行动计划的重要组成部分。因此，本文重点针对排放清单和控制措施两个方面进行分析。

3 燃煤电厂履约差距与需求

3.1 国家排放清单编制的履约差距与需求

3.1.1 国家排放清单编制的履约差距

燃煤电厂大气汞排放清单的编制主要有实测法和估算法两种。

实测法是通过收集各个企业的排放数据后进行汇总，从而编制国家排放清单。实测法在中国开展起来存在较大的困难。主要体现在两个方面。一是监测能力不足。中国燃煤电厂烟气汞测试标准方法《固定污染源废气 气态汞的测定 活性炭吸附/热裂解原子吸收分光光度法 （HJ 917-2017）》于2018年4月份正式实施。《固定污染源废气 总汞的测定 冰浴吸收瓶采样-冷原子吸收分光光度法》目前也已进入报批阶段。清华大学在标准修订过程中，对国产设备和进口设备的测试结果进行对比分析，发现目前国产和进口设备的测试结果基本上在可控误差范围内（图2）。然而，烟气汞由于其浓度低、受背景干扰大等问题，其采样和分析过程对测试人员的要求非常高。除少数科研机构和监管部门外，大部分的监测人员在烟气汞监测过程中的质量控制仍有待提高。二是监管力度不足。烟气汞浓度监测尚未列入大气污染物常规检测项目中。目前的采样方法也只规定了采样时间不少于30 min，对测试样品的数量、监测频次等均没有相关的要求。若烟气汞浓度存在较大的波动，则测试结果的代表性将有可能被质疑。因此，直接采用实测数据建立燃煤电厂大气汞排放清单仍然存在很大的难度。

图2 烟气汞测试设备性能比对估算法是基于质量守恒的原理，通过确定燃煤的汞输入和污染控制设施的脱除效果后，基于排放模型计算最终排放的大气汞量。估算法是目前国内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]给出的是中国的排放量，Wu等[1， 21]和Zhang等[4]计算的是中国各省（包括自治区和直辖市）的排放清单，而Liu等[22]等所得到的是中国各个燃煤电厂的排放量。但是，由于缺乏各个电厂燃煤汞含量的数据，Liu等[22]采用各个省份的燃煤汞含量均值作为该省电厂的燃煤汞含量，未考虑省内电厂间燃煤汞含量的差异。此外，由于缺乏部分污染控制设施脱汞效率的测试数据，研究对部分缺失数据进行了假设。按照估算法的要求，要获得较为接近行业现状的排放清单，需要考虑到每个电厂燃煤消耗量、燃煤汞含量、污染控制设施类型以及污染控制设施组合的脱汞效率等参数。中国目前企业燃煤消费量和污染控制设施类型数据主要由行业协会和国家监测总站掌握，但是存在数据不完全匹配的情况。燃煤汞含量数据主要由部分研究机构掌握。由于汞不是影响生产工艺的要素，且企业缺乏将汞作为污染物进行考虑并予以控制的认识，大部分燃煤电厂没有燃煤中汞含量的测试数据。此外，由于缺乏烟气汞测试能力，大部分企业未了解自身污染控制设施的烟气脱汞效率。已报道的污染控制设施组合的脱汞效率主要来自科研院所（表1），测试数据相对比较有限。此外，2010年之后，中国燃煤电厂污染控制设施组合发生了非常显著的变化。从2010年以ESP+WFGD为主导的控制技术发展[1]到2015年以SCR+ESP+WFGD为主要技术[23]（图3）。之后，超低排放的要求推动SCR+LTESP/ESPFF+WFGD和SCR+ WFGD+WESP成为主流技术（图3）。然而，目前中国超低排放燃煤电厂的测试结果相对有限。

3.1.2 国家排放清单编制的需求

考虑到采用實测法开展燃煤电厂国家排放清单的编制仍然存在很大的困难，即使是在实行了多年有毒物质释放清单制度的美国，也没能都以实测数据为基础编制国家排放清单。因此，中国燃煤电厂国家排放清单从无到有的工作，将主要依托估算法实现。但是，采用估算法仍需要解决以下问题。其一，从制度上完善数据收集途径。美国、日本等发达国家目前已经建立了相对完善的污染物释放转移登记制度（Pollutant Release and Transfer Register， PRTR）。该制度要求企事业掌握并计算本单位向环境介质排放的指定污染物的量以及随固体废弃物转移的量，并定期向指定的行政管理部门报告。因此，用于清单计算的基础信息，如企业地理位置、燃煤消费量、污染控制设施往往已

图3 中国燃煤电厂大气污染控制设施的变化趋势形成动态更新数据库。若汞未被列入PRTR指定的污染物范围内，只需补充原料、副产品和废物的汞含量信息的登记;若汞已纳入，则国家污染物排放和释放清单可直接从这个平台上生成。以燃煤电厂为代表的大气汞清单的编制应纳入国家污染物排放清单编制的顶层设计中。未来在建立中国PRTR制度的过程中，应考虑估算大气汞排放和释放所需的参数库。其二，从政策上加强燃煤汞含量的测定。燃煤汞含量是决定电厂大气汞排放量最为关键的参数之一。美国PRTR制度中要求燃煤电厂登记燃煤汞含量。日本虽然不要求电厂登记燃煤汞含量，但要求原煤采选企业登记原煤汞含量，在此基础上，通过物质流向也可估算各个电厂燃煤汞含量。考虑计算的时间成本，建议将燃煤汞含量测试纳入燃煤电厂日常煤质测试中并在PRTR平台中进行登记。其三，从科研上完善脱汞效率等参数库的建立。可组织监测能力强的单位对代表性污染控制设施组合开展现场测试，建立污染控制设施脱汞效率数据库，从而服务于燃煤电厂点源排放清单的编制和未来的动态更新。未来大气汞排放清单仍需实测数据进行校验。因此，应推动烟气汞排放的监管，将烟气汞浓度监测列入大气污染物常规检测项目中，对测试样品的数量、监测频次等提出相关的要求，提高检测人员的测试能力。

在国家清单的基础上，需进一步筛选排放量至少占75%的相关来源。《关于缔约方可依照第8条第2（b）款制定的标准的指导意见》[20]中给出了五个筛选原则：①设备规模;②设备的汞排放量以及目标排放源在该类源总排放量中所占的比例;③设备年限或设备所用污染控制技术的年限;④设备所在地区;⑤设备内任何其他污染控制设施。该指导意见建议采用其中一个或多个原则来确定相关来源。考虑到当前统计数据的现状及清单估算存在的不确定性，目前建议优先以采用设备规模这项原则为宜。随着排污许可证制度的实施、监测能力的提高、以及排放标准细化的可能性，可进一步考虑采用将设备规模和设备的汞排放量相结合的原则。由于中国目前主要采用排放限值进行排放量的控制，为避免争议，不排除将所有的企业纳入相关来源名录中。

3.2 大气汞排放管控措施的履约差距与需求

3.2.1 大气汞排放管控措施的履约差距

对于新来源，《公约》提供了两种管控措施要求。一 是采用BAT/BEP。中国于2017年颁布了《燃煤电厂污染防治最佳可行技术指南（HJ 2301-2017）》。该技术指南的烟气污染控制技术部分主要是为了实现颗粒物、二氧化硫和氮氧化物分别达到10、35和50 mg/m3的超低排放要求而制定的，指南中对控制技术的协同脱汞效果的评估比较有限，也未评估专门脱汞技术在中国的适用性。二是采用能够 “符合BAT技术”的排放限值控制新来源大气汞排放。联合国环境署《BAT/BEP导则》[7]相关案例的烟气汞浓度基本上都在4 μg/m3以下，大部分在1 μg/m3左右[7]。欧盟2017年颁布决议草案（（EU）2017/1442）中[24]，根据煤种和机组类型的不同对BAT对应的排放限值进行了细分，普遍在10 μg/m3以下（表2）。中国《火电厂大气污染物排放标准（GB 13223-2011）》[25]给出的排放限值为30 μg/m3，与《BAT/BEP导则》中的技术能够实现的排放浓度和欧盟新颁布的草案仍然有一定的差距。

对于现有来源，《公约》提出了五种控制措施要求，缔约方可根据国家发展的情况选择其中的一种或者几种。一是制定控制排放的量化目标。中国燃煤电厂目前尚未制定排放控制的量化目标。二是采用“控制并于可行时减少来自相关来源排放”的排放限值。对2005年以来公开发表的燃煤电厂大气汞排放测试结果进行统计[14-15， 30-41]，发现中国燃煤电厂现有排放限值远远高于企业的实际排放浓度（图4）;在开展超低改造的测试企业进行的有限测试数据表明，超低改造后，燃煤电厂的大气汞排放浓度均在1 μg/m3以下。由于现有排放限值过高，无法起到大气汞排放的实际控制作用。即便将电厂排放限值由30 μg/m3降低到15 μg/m3，短期内存在排放总量上升的风险[23]。此外，与美国、加拿大、日本等国家相比[27-29]，中国排放限值不仅远宽松于其他国家，而且也没有从煤种、机组规模等角度对排放限值进行细化（表2）。因此，需对中国现有的烟气汞排放标准进行修订。三是采用BAT/BEP。现有来源采取此措施存在与新来源类似的问题。四是采用多污染物控制措施。随着中国大气污染防治工作的推进，燃煤电厂烟气中常规污染物逐步实现超低排放的要求。部分研究表明[36]，超低改造可以促进烟气中汞的协同去除（表1）。但是目前测试结果比较有限，需要对超低改造后的污染控制设施的协同脱汞效果的有效性和稳定性进行充分评估。五是替代性措施。能源结构调整及降低煤耗等节能措施，间接也推动燃煤电厂大气汞排放的减量，但是目前尚未对该措施的大气汞减排空间进行评估。

排放管控的最终目标是实现排放总量的有效控制甚至削减。因此，总量控制目标是最直接有效的方式。但是，《公约》并没有直接要求采用总量控制目标的方式，很大原因是考虑到缔约方国情差异。因此，《公约》同时提供了其他四种间接控制的方式。其中，排放限值的制定和加严可促进控制技术的使用，从而控制企业的排放;BAT/BEP和多污染物控制则直接要求企业采用相关控制技术;替代性措施则是从政策上促进电力行业的结构调整，从源头上减少燃煤的使用。因此，中国燃煤电厂未来大气汞管控应从政策上和技术上同步进行。

一方面，政策仍有待完善。其一，明确未来燃煤电厂大气汞管控的控制目标。中国燃煤电厂由于提高了单位煤耗率，燃煤消费量增长趋于平缓。但是，考虑到装机容量仍处于增長趋势[42]（图5），短期内大气汞排放量存在上升的风险。因此，短期内应重点考虑相对目标或控制增速的目标。长期内，随着中国碳排放相关措施的实施，燃煤电厂燃煤消费量将进一步下降，从而推动大气汞的减排，因此长期发展可采用绝对目标。其二，确定燃煤电厂分阶段管控措施。短期内总量控制目标的实现将主要依靠电厂多污染物控制技术的使用。长期发展一是需要推动替代性措施的实施，特别是需要与煤炭发展规划、洗煤措施的应用程度等因素统筹考虑;二是需要推动专门脱汞技术的研发和在新建燃煤电厂及在使用高汞煤电厂的应用。其三，推动燃煤电厂大气汞排放限值的修订，确定分别针对新建和现有燃煤电厂的排放限值，从煤种、机组规模等角度对现有排放限值进行细化。

图5 中国燃煤电厂发展现状另一方面，技术仍有待进步。其一，多污染物控制技术协同脱汞仍有待强化。中国燃煤电厂大气汞污染控制主要依托于现有除尘、脱硫和脱硝设施。在其他污染物的控制过程中，汞会被协同脱除。但是，目前对已有技术的脱汞效果的测试數据相对有限，未来仍需充分评估，技术的稳定性仍有待提高。其二，专门脱汞技术仍有待研发。从中长期发展看，欧美将来极有可能关闭所有燃煤电厂。届时，中国燃煤电厂的大气汞排放履约压力将进一步增加。高效脱汞技术的成功研发将为未来履约提供重要技术储备。专门脱汞技术由于高效的汞脱除效果和技术的稳定性而具有其优越性。美国目前主要使用活性炭专门脱汞技术用于燃煤电厂大气汞污染控制。但是，美国的经验显示，燃煤电厂的废活性炭处理处置成为难点，且活性炭脱汞技术的成本远高于多污染物控制技术。因此，应推动高效低价专门脱汞技术的研发并同时考虑二次废物的利用，以期为电厂汞污染控制做技术储备。

4 结论与展望

本研究基于对《公约》排放条款的解读、中国燃煤电厂的现状以及国内外相关管控进展等方面的研究，分析了中国燃煤电厂未来大气汞排放在清单编制和管控方面的履约的压力与需求，以期为燃煤电厂国家行动计划的编制提供支撑。在排放清单方面，目前尚未编制燃煤电厂的国家排放清单，建议采用估算法开展排放清单的编制和动态更新，建立相对完善的PRTR制度，推进燃煤汞含量参数库和污染控制设备脱汞效率参数库的建立。相关来源的筛选原则建议采用设备规模这项原则，未来可考虑采用将设备规模和设备的汞排放量相结合的原则。在排放管控方面，现有管控措施与公约相关要求仍存在差距。建议明确燃煤电厂总量控制目标，提出各阶段的具体管控措施，从替代性措施和控制技术应用两方面控制大气汞排放。推动燃煤电厂大气汞排放限值的修订，确保管控措施的落实。

《公约》大气汞排放条款所管控的对象还包括燃煤工业锅炉、有色金属冶炼（铅、锌、铜和工业黄金中的焙烧环节）、水泥熟料生产和废物焚烧。该研究的相关分析对其他四类大气汞排放源国家行动计划的编制也有一定的借鉴意义。此外，《公约》于2013年生效后，不同排放源已先后采取一定措施进行大气汞排放管控，未来应充分评估不同排放源已有工作的减排效果及未来的减排空间，确定各个排放源有区别的减排任务，以期实现中国大气汞总量减排的技术经济最优化。再者，本研究重点分析与燃煤电厂最为相关的排放条款的履约需求，未来排放条款的国家行动计划应与释放和汞废物条款统筹考虑，大气汞减排潜在的跨介质转移需要在国家计划编制中引起足够的重视[43]。

（编辑：王爱萍）

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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