燃煤烟气污染物控制装置协同脱汞特性研究

郑逸武,段钰锋,汤红健,李春峰,柳 帅,陈明明



燃煤烟气污染物控制装置协同脱汞特性研究

郑逸武,段钰锋*,汤红健,李春峰,柳 帅,陈明明

(东南大学能源与环境学院,能源热转换及其过程测控教育部重点实验室,江苏 南京 210096)

采用Ontario Hydro方法对某100MW燃煤机组进行了烟气汞取样测试,获得了选择性催化还原(SCR)脱硝装置、静电除尘器(ESP)和湿法烟气脱硫装置(WFGD)对烟气汞形态转化和脱除特性规律.借助程序升温脱附(TPD)、扫描电子显微镜分析(SEM)和X射线荧光光谱分析(XRF)等方法探究了飞灰对汞的吸附特性及吸附后汞的热稳定性.结果表明,在75%MCR和85%MCR不同的机组负荷下,SCR+ESP+WFGD对烟气总汞(HgT)的联合脱除率分别为92.83%、81.66%.SCR对元素汞(Hg0)的氧化率与燃煤氯(Cl)含量正相关,Cl含量为500mg/kg时,氧化率高达96.18%.ESP在完全脱除颗粒汞(HgP)的同时对Hg0和氧化态汞(Hg2+)的平均脱除率分别为12.73%和27.79%,ESP飞灰中的未燃尽炭和金属氧化物(Al2O3、Fe2O3)是吸附气态汞的关键组分,汞在飞灰表面主要以HgCl2、HgS(红色)和HgO的形态存在,高于190℃时会分解再释放.WFGD对Hg2+的平均脱除率为91.10%,并能将部分Hg2+还原成Hg0,存在明显的汞二次释放问题.

燃煤烟气；污染物控制装置；汞形态；脱除特性；汞再释放

汞作为燃煤烟气第四大污染物,因其具有的剧毒性、易迁移性、生物富积性和高度隐蔽性,引起了世界范围内的广泛关注[1].燃煤是最大的大气人为汞排放源,联合国环境规划署(UNEP) 2013年公布的全球汞排放数据显示,煤燃烧产生的大气汞排放量占全部人为汞排放量的四分之一[2].为有效控制燃煤汞排放,2011年12月,美国环保署(EPA)正式颁布了燃煤电厂汞及大气有毒污染物排放标准MATS,确定了1.2μg/m3的燃煤烟气汞浓度排放限值[3].同年,我国也首次将汞纳入《火电厂大气污染物排放标准》(GB13223—2011)中,规定燃煤锅炉汞及其化合物排放限值为30μg/m3[4].北京市于2015年颁布的《锅炉大气污染物排放标准》,更是将这一限值严格规定为0.5μg/m3[5].

燃煤烟气中的汞主要以元素汞(Hg0)、氧化态汞(Hg2+)和颗粒汞(HgP)3种形态存在,三者之和即为总汞(HgT)[6].其中,Hg0具有易挥发、难溶于水和较强的化学反应惰性,是烟气中汞的主要存在形态;烟气中的Hg2+以弱酸性的HgCl2为主,水溶性好并具有活泼的化学反应特性,可以被湿法烟气脱硫装置(WFGD)中的碱性吸收液有效脱除,但已吸收的部分Hg2+会以Hg0的形式再排出,存在汞的二次释放问题[7];HgP吸附于固体颗粒表面,常伴随颗粒物的捕集而被脱除.近年来为进一步控制燃煤污染物的排放,我国推行的燃煤电厂超低排放(ULE)标准进一步将烟尘、氮氧化物(NO)、二氧化硫(SO2)等污染物排放限值降低为5、35和50mg/m3[8].为满足这一要求,污染物控制装置(APCDs)在我国燃煤电厂普遍应用,据《国家环境保护“十二五”规划》报告[9],截止2015年底,我国燃煤电厂污控组合以SCR+ESP+ WFGD为主,安装比例达到66%.APCDs在控制常规污染物的同时,对烟气汞也具有协同脱除效果,同时因其经济性和高效性已引起了大量的研究.Wang等[10]在对我国六座典型燃煤电厂进行汞排放现场测试后得出,ESP、ESP+WFGD、ESP+FGD-FF的平均脱汞率分别为24%、73%和66%.Tang等[11]分别应用安大略法(Ontario hydro method, OHM)和EPA-30B方法对某660MW燃煤机组APCDs前后进行了烟气汞取样,发现SCR+ESP+WFGD+WESP的联合脱汞率高达84.54%~95.08%,APCDs的脱汞率与锅炉运行负荷有关.Zhang等[12]发现安装有SCR+LTE+ ESP+WFGD+WESP的超低排放机组的联合脱汞效率为88.5%-89.6%,煤燃烧过程中产生的汞主要富集在飞灰、脱硫产物等燃烧副产物上.但目前有关各污染物控制装置对燃煤烟气中汞形态转换和脱除特性的影响机制,以及汞在飞灰上的稳定性和脱硫浆液中汞的二次释放的研究较少.因此,研究燃煤电厂APCDs对烟气汞的协同脱除特性以及汞在燃烧副产物上的稳定性和二次释放问题对燃煤烟气脱汞技术的开发以及脱汞产物的合理处置和汞二次污染的防治有重要意义.

本文采用国际公认的固定源烟气汞形态浓度取样OHM方法,对某100MW燃煤机组分别在75%MCR、85%MCR运行负荷下进行了APCDs前后烟气等速取样分析.同时分别采用7473和 7470A标准方法采集和测定了入炉煤、底渣、ESP电场灰、脱硫产物等固体样品和脱硫工艺水、脱硫废水等液体样品中的汞含量,获得了SCR、ESP、WFGD前后烟气中汞形态分布特性.基于以上数据,探讨了锅炉机组现有的APCDs对烟气汞的协同脱除效率和形态转化机理以及存在的汞二次释放问题.同时,借助程序升温脱附(TPD)技术,扫描电子显微镜分析(SEM)和X射线荧光光谱分析(XRF)等方法探讨了飞灰对汞的吸附特性以及汞在飞灰上的赋存形态和热稳定性,以期为我国燃煤电厂汞的脱除和汞的二次污染防治提供强有力的借鉴意义.

1 材料与方法

1.1 取样和分析方法

全锅炉系统汞排放现场测试取样点分布如图1所示.被测机组为额定装机容量100MW的煤粉炉,为保证取样数据的同时性和准确性,在SCR、ESP、WFGD前后同时进行烟气等速取样.烟气取样采用OHM标准方法[13],取样系统如图2所示,取样枪后的玻璃纤维滤筒用于捕获烟气中的HgP,Hg2+由3个相邻盛有1mol/L KCl溶液的吸收瓶吸收,Hg0则由1个盛有5% HNO3-10% H2O2和3个盛有10% H2SO4-4% KMnO4的组合吸收瓶吸收.取样结束后,需对样品进行恢复和消解,使用 Hydra AA 全自动测汞仪(Leeman,美国)进行汞含量测定,最低检出限为1ng/L.

烟气取样的同时,每隔0.5h采集一次入炉煤、底渣、ESP电场灰、脱硫产物、脱硫新鲜浆液以及脱硫废水等固液样品.固体样品中的汞含量测定使用Hydra II C全自动汞分析仪(Leeman,美国),最低检出限为0.001ng.液体样品中的汞含量测定使用AFS8220原子荧光光谱仪(吉天,中国),最低检出限为1ng/L.

1.2 TPD实验和表征方法

汞在飞灰上的赋存形态和热稳定性由TPD实验确定.实验装置主要由卧式管式炉、PIC控制升温系统和VM3000在线测汞仪(Mercury Instruments GmbH,德国)组成.实验过程中氮气(N2)作为负载气,总气量为2L/min,脱附出的汞由N2携带进入VM3000测汞仪.升温速率通过PIC控制,设定为10℃/min,由室温加热到700℃.

采用ASAP2020M型全自动比表面积及孔隙度分析仪(Micromeritics,美国)测定飞灰样品的比表面积和孔隙结构.采用环境扫描电镜(Sirion 200,FEI,荷兰)观察和分析不同工况下飞灰样品的微观形貌特征,并采用X射线荧光光谱仪(ARL ADVANT¢XP,荷兰)测定飞灰中主要的无机组分.飞灰中的未燃尽炭含量则利用马弗炉测定,首先将样品置于102℃的烘箱中8h去除其中的水分,随后在马弗炉800℃高温环境下连续煅烧3h,样品前后质量差的百分比即为未燃碳含量.

图1 燃煤锅炉系统现场取样点分布

图2 OHM标准方法烟气汞形态浓度取样系统

2 结果与讨论

2.1 煤样分析

锅炉系统在75%MCR、85%MCR运行负荷下使用的燃煤工业分析和元素分析结果如表1所示.煤品质、特性的不同势必对烟气中汞含量和形态分布有影响,研究表明,煤中汞元素和氯元素含量对其影响重大[14-15].由煤样分析结果可知,该机组使用的燃煤汞含量与我国燃煤平均汞含量220μg/kg相当[16],75%MCR工况下使用的燃煤汞含量为185.87μg/kg,低于85%MCR工况下的燃煤汞含量227.02μg/kg.两种工况下使用的燃煤中氯含量分别为500mg/kg和300mg/kg,均远高于我国燃煤平均氯含量220mg/kg[17].测试的燃煤硫含量较低,属于低硫煤.

表1 燃煤的工业分析和元素分析

2.2 汞质量平衡和分布

各污染物控制装置前后以及全锅炉系统的汞质量平衡率如图3所示.由于测试过程中锅炉运行参数的变化造成耗煤量、烟气流量的波动,以及不可避免的人为误差等因素,一般认为汞质量平衡率在70%~130%之间的测试结果是可信的[18].由图3可得,75%MCR和85%MCR下,全锅炉系统的汞质量平衡率分别为81.10%和84.94%,各污染物控制装置前后的汞质量平衡率分别为74.08%~82.76%、72.20%~85.53%,均满足误差要求,表明测试结果具有可靠性.

图3 燃煤电厂汞质量平衡

图4反映了全锅炉系统汞质量分布情况.在较高的炉膛环境温度下,煤中的汞元素几乎全部以气态Hg0形式进入到烟气中,因此两种工况下煤燃烧后存在于底渣中的汞质量比例均不到1%.烟气经过现有的APCDs后,排入大气的气相汞占比分别为8.99%、18.91%,烟气汞主要富集在ESP飞灰上.尤其是75%MCR工况下,飞灰中富集的汞占比达到61.57%,这是因为该机组使用的燃煤中Cl含量较高,燃烧后Cl元素主要以HCl的形式存在于烟气中,能将Hg0有效氧化成易吸附在飞灰颗粒表面的Hg2+,从而使烟气汞在飞灰上有效富集.

图4 燃煤电厂汞质量分布

2.3 APCDs对汞形态转换和脱除特性

空气污染物控制装置在控制SO2、NO和粉尘排放的同时,对燃煤烟气汞形态转化和脱除特性有重要影响.表2是不同运行负荷下APCDs前后烟气中各形态汞浓度分布情况,由表2可知, 85%MCR工况下SCR入口烟气中HgT浓度高于75%MCR,这是因为85%MCR工况下使用的燃煤中汞含量高于75%MCR,由于易挥发,煤燃烧时煤中的汞难以在底渣中存留,几乎全部析出进入到烟气中.

表2 各取样点前后烟气中各形态汞浓度分布

2.3.1 SCR脱硝装置 SCR脱硝装置对烟气中汞形态分布和含量变化影响见表2.可以看出, 75%MCR和85%MCR工况下,SCR对烟气HgT直接脱除作用微弱,脱除效率仅为10%左右.SCR脱硝装置对烟气汞的脱除主要是由SCR固体催化剂表面对烟气汞的吸附造成.经过SCR后,Hg2+和Hg0的浓度发生了明显变化,75%MCR和85%MCR工况下燃煤烟气中的Hg2+浓度分别由SCR前的4.15、3.52μg/m3上升为SCR后的16.36、15.14μg/m3,Hg0浓度则由15.43、16.58μg/m3降低为SCR后的0.59、2.86μg/m3,Hg0的氧化率[19]分别为96.18%和82.75%.SCR系统对Hg0具有氧化作用的原因在于SCR催化剂(V2O5-WO3/TiO2)能通过Deacon反应使烟气中的HCl和O2反应,生成具有强氧化性的Cl2及相关联的Cl原子,进而将Hg0氧化,反应过程如式(1)~式(3).可见,SCR对Hg0的氧化性能与烟气中的HCl含量密切相关,而HCl主要来源于煤中的Cl元素,75%MCR工况下SCR系统对Hg0的氧化率高于85%MCR工况,正是由于75%MCR工况下使用的燃煤中Cl含量较高所致.这与Wang等[10]的研究结果相吻合.

图5 ESP脱汞效率

2.3.2 静电除尘装置 静电除尘器(ESP)是燃煤电厂最常用的颗粒物捕集装置,我国已安装ESP的燃煤电厂装机容量占全国总量的85%以上[9].图5是两种工况下ESP对各形态汞的脱除率.由图5可知,两种工况下ESP均能完全脱除HgP,75%MCR工况下,ESP对Hg0、Hg2+的脱除率分别为13.56%、32.33%,对HgT的脱除率为34.91%;85%MCR工况下,ESP对Hg0、Hg2+的脱除率分别为11.89%、23.25%,对HgT的脱除率为24.10%.本测试机组安装的ESP对HgT的脱除率远高于文献报告中我国ESP对HgT的平均脱除率11%[20],得益于前述SCR装置将大部分Hg0催化氧化成了Hg2+,进而更易被ESP捕集. Pudasainee等[21]认为ESP只能有效脱除HgP,对烟气中的气态汞(Hg0和Hg2+)几乎没有脱除效果,但本次测试结果表明ESP对Hg0和Hg2+的平均脱除率分别为12.73%和27.79%,原因可能是受到烟气组分以及飞灰物化性质的影响.此外,值得注意的是飞灰作为燃煤副产物常被应用于水泥、灰砖等材料的生产,在再利用过程中会经历一系列高温煅烧过程[22].因此有必要进一步研究飞灰对汞的吸附特性以及吸附后汞在飞灰上的热稳定性,防止汞的二次释放造成污染.

表3是75%MCR和85%MCR工况下ESP飞灰(记为FA-75、FA-85)中的汞含量、未燃尽炭(UBC)含量以及孔隙结构参数.可以看出,两种工况下的飞灰比表面积、孔径和微孔容积均十分相近,但FA-75中的汞含量高于FA-85,这是由于FA-75中的UBC含量较高,更有利于汞的吸附.由飞灰的SEM扫描结果和EDS图谱(图6)同样可以看出,FA-85表面多以含碳量较低(2.78%)的硅酸盐球形颗粒为主,而FA-75中可以明显看出存在小块状的堆积形成很多褶皱,褶皱区域碳质量分数高达35.13%,从而可以推测出褶皱区域是由于75%MCR工况下炉膛环境温度相对较低,煤粉燃烧不充分,UBC堆积而成.除UBC以外,金属氧化物被认为是飞灰中吸附汞的另一关键组分[23].表4是飞灰中的主要无机成分组成,可以看出,飞灰中的金属氧化物主要包括Al2O3、TiO2、Fe2O3、CaO和MgO. Wang等[24]通过固定床实验分别探究了上述5种金属氧化物对Hg0的吸附性能,发现Al2O3和Fe2O3对Hg0具有一定吸附能力,且Al2O3的吸附能力更强.Lee等[25]进一步研究表明飞灰中的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将Hg0氧化成HgO,生成的HgO进一步与Fe2O3或Al2O3反应生成稳定物质附着于飞灰上,吸附和氧化机制遵循Mars-Masessen机理,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 飞灰汞含量、未燃尽炭含量和孔隙结构参数

图6 飞灰SEM图像和EDS图谱

为探究汞在飞灰上的热稳定性,利用TPD方法可以确定汞在飞灰上的赋存形态和再释放温度.Lopez-Antona等[26]研究发现不同汞化合物的分解温度遵循以下规律:HgCl2

表4 飞灰的主要化学成分(%)

图7 飞灰的TPD分解曲线

2.3.3 湿法烟气脱硫装置 湿法烟气脱硫装置(WFGD)对烟气中汞含量和形态分布影响见表2.从表2中可知,经过WFGD后,Hg2+浓度显著降低,这是因为烟气中的Hg2+以HgCl2为主,HgCl2呈弱酸性可以很好的被WFGD中碱性的脱硫浆液吸收.两种工况下燃煤烟气经WFGD后Hg0浓度反而增大,分别从0.51、2.52μg/m3上升为0.63、2.54μg/m3,表明被脱硫浆液吸收的Hg2+部分被还原成了Hg0.烟气经过WFGD时,Hg2+与Hg0在脱硫浆液活性OH-的作用下能够生成HgO和Hg0,HgO随后被烟气中的SO2还原成Hg0;另一方面烟气中绝大部分的Hg2+溶于脱硫剂中,并与其中具有还原性的四价硫S(IV)形成Hg·S(IV)络合物,Hg·S(IV)不稳定会进一步分解释放出Hg0,这两方面原因导致了被脱硫浆液吸收的Hg2+以Hg0形式再排出,产生汞的二次释放，具体还原过程如式(9)~式(14).

WFGD对烟气中各形态汞的脱除率如图8所示.75%MCR和85%MCR工况下WFGD对Hg2+的脱除率分别为92.60%和89.59%,平均脱除率达到了91.10%.由于对Hg2+的还原作用, WFGD出口烟气中Hg0的浓度高于进口,因此两种工况下WFGD对Hg0的脱除率均小于零.WFGD对HgT的脱除性能主要取决于烟气中Hg2+的占比,由表2可知,75%MCR和85%MCR工况下WFGD入口烟气中Hg2+占比分别为95.6%、82.18%,是烟气汞的主要存在形式,因此WFGD对烟气HgT的脱除率较高,分别达到了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对烟气汞的联合脱除效率 测试机组现有的APCDs对烟气总汞的联合脱除效率如图9所示.由图9可知,75%MCR工况下,SCR、SCR+ESP、SCR+ESP+WFGD对HgT的脱除率分别为12.01%、42.73%、92.83%;85%MCR工况下,SCR、SCR+ESP、SCR+ESP+WFGD对HgT的脱除率分别为8.90%、30.86%、81.66%.可以看出,SCR对烟气中HgT的脱除率不高,在10%左右,但SCR催化剂对Hg0的氧化提高了烟气中的Hg2+和HgP的浓度,有利于被ESP和WFGD后续脱除.相比于75%MCR,85%MCR下APCDs对HgT的联合脱除率较低,这主要是受燃煤特性的影响,85%MCR工况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,煤燃烧后产生的烟气中Hg2+和HgP的浓度相应较低,而现有的污染物控制设备主要是对Hg2+和HgP有较好的脱除效果,从而85%MCR下APCDs对HgT的脱除率低于75%MCR.

图8 WFGD对各形态汞的脱除率

图9 全锅炉系统的总汞脱除率

2.4 汞排放因子

汞排放因子(MEF)可以很好地描述不同燃煤电厂汞排放强度.Zhang等人[20]测试相关电厂后对我国燃煤电厂MEF的估算值为0.052~ 12.06g/1012J.经计算,本实验机组在75%MCR和85%MCR工况下的MEF分别是0.654g/1012J、1.42g/1012J,与Zhang等的研究相符,85%MCR工况下的MEF较高是由其燃煤高汞、低氯特性决定的.李志超等[29]研究认为燃煤烟气最终排入大气的汞以Hg0为主,但本实验发现,在75%MCR下最终排入大气的汞中Hg2+占比为56.55%,高于Hg0占比,这是因为75%MCR工况下SCR系统对烟气中Hg0的氧化率高达96.18%,使得SCR出口烟气中只含有少量的Hg0,可见最终排入大气的汞形态浓度与SCR对Hg0的氧化率密切相关.

除直接排向大气的气相汞以外,燃煤电厂更多的汞进入了ESP飞灰、脱硫固体等燃烧副产物.进入大气中的汞一部分会随着随着沉降作用进入到土壤或者水体中,另一部分会在大气输运作用下在地区间迁移,造成更大范围的汞污染.存在于燃烧副产物中的汞,在近室温条件下不容易向其它介质中转移,能够比大气中的汞更稳定的存在,但当经历强酸碱溶液浸滤以及高温煅烧过程时汞容易从吸附产物上分解再释放.因此,在燃烧副产物进一步处置和利用过程中应避免强酸碱和高温等恶性条件,避免汞的二次释放,减少对环境的影响.

3 结论

3.1 75%MCR和85%MCR机组负荷下, SCR+ ESP+WFGD对烟气HgT的联合脱除率分别为92.83%、81.66%,燃煤中较高的灰分和Cl含量是导致APCDs具有高HgT脱除率的原因.

3.2 SCR对烟气HgT脱除率不高,对Hg0的氧化率与燃煤Cl含量正相关,Cl含量为500mg/kg时,氧化率高达96.18%;ESP完全脱除HgP的同时对Hg0、Hg2+的平均脱除率为12.73%、27.79%,对HgT的平均脱除率为29.51%;WFGD对Hg2+的平均脱除率高达91.10%,并能将部分Hg2+还原成Hg0,对HgT的平均脱除率为80.47%.

3.3 煤燃烧产生的汞主要富集在飞灰和脱硫产物中.飞灰中的UBC和金属氧化物(Al2O3、Fe2O3)是汞吸附的关键组分,吸附后汞主要以HgCl2、HgS(红色)和HgO的形态存在,高于190℃时,汞化合物会分解再释放.WFGD脱硫浆液中的活性OH-和S(IV)能将Hg2+还原成Hg0,造成汞的二次释放.

3.4 75%MCR和85%MCR工况下大气汞排放因子分别为0.654g/1012J、1.42g/1012J,燃煤中Hg、Cl含量和APCDs对烟气汞的协同脱除性能是造成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

郑逸武(1994-),男,浙江衢州人,硕士研究生,主要从事燃煤大气污染物控制研究.

2017-07-27

国家重点研发计划(2016YFC0201105);国家自然科学基金项目(51576044);江苏省环保科研课题资助(2016030).

* 责任作者, 教授, yfduan@seu.edu.cn