0 引言

近年，随着雾霾、酸雨等环境影响问题日益严重，我国大气排放控制标准也逐渐提高[1]。目前，国内外学者对燃煤电站污染物脱除开展了大量的研究工作，如为降低氮氧化物NOx，而采取的热解气再燃还原措施，是基于富燃料条件下，利用再燃燃料氧化过程中产生的碳氢基团及O、OH、H等自由基与NO反应，促进其还原，同时还考虑了其中SO2的影响[2]。为实现燃煤机组全负荷脱硝，满足超低排放条件下的灵活性运行要求，需要解决机组低负荷运行时相关问题[3]，如锅炉主、再热气温的匹配，调整燃料和进风量优化参数等，并采取增加省煤器旁路，或省煤器分级，或提高给水温度等措施来解决。针对微细颗粒物排放[4]，采用覆膜滤料的布袋除尘或电袋除尘能较好地控制微细颗粒物。而对于一次可凝结颗粒物，只能在采取半干法脱硫时较有效果，也可采用湿法电除尘方法来控制PM2.5、SO3酸雾、气溶胶、重金属及VOCs等。对于二次气溶胶的控制，主要还是其基于对前驱体SO2和NOx的控制。在锅炉效率优化时，以控制氧量和CO为主，许贺等[5]考虑了辅机的电耗成本，进行了锅炉效率进一步优化，得出了比仅考虑技术性更科学的优化结论。因此，在考虑技术进步提高效率的同时，还不得不考虑环保投入，只有这样才能更好的满足节能减排要求，取得合理的经济效益。

在燃煤电厂进行改造方案选择时，也要从投资成本、运行成本及环境效益三方面来进行方案对比决策，成新兴等[6]对300 MW、600 MW、1 000 MW的不同机组进行几种典型技术方案研究，利用已有的数据分析，发现机组容量越大，单位投资成本越低，则环境效益越显著。文献[7]中提出采用费用-效益评估模型，进行成本及环境效益分析，以负荷、年发电时间及煤中含硫量来进行影响分析，确定了影响的方向和程度。结果发现负荷越大，运行成本越低，污染物脱除成本，随年发电时间降低而增加，含硫量反之。

中国于2016年9月加入《巴黎气候变化协定》，成为第23个完成批准协定的缔约方。由此应积极采取行动减少温室气体排放，增强对气候变化的应对能力。改革开放以来，我国经济高速发展。但在经济发展方面，除去技术创新，低能耗和环保产业等创造的产值，以能源消耗、温室气体排放为代价的产值占比不可忽视。因此，在经济发展进入新常态阶段，我们需要谋求新的增长可能性，保证可持续发展。本文基于湖北省1997年至2015年的时间序列数据，主要研究其经济增长在多大程度依赖于能源消耗，即GDP增速对碳排放量的影响，同时对人口规模、出口贸易、产业结构、技术水平等与碳排放之间的关系进行分析。

以上说明燃煤电厂的经济性不单单取决于机组效率，还与排放的污染物治理设备投入有关，因此考虑污染物的投入及相关经济效益是必须的。本文以脱硝、除尘及脱硫形成的环保岛构成系统为对象，研究污染物脱除的关键共性因素，即系统入口的温度和烟速，它们决定着排放量的多少，进而也影响着环境治理的成本控制，可直接通过其分析污染物排放环境的直接成本状况。

1 电站污染物脱除的系统性表述

电站锅炉烟气污染物的脱除一般包括脱硝、除尘、脱硫三大部分，即所谓的环保岛部分。目前，燃煤电厂污染物脱除及控制的常规方式是选择性催化还原脱硝(SCR)、静电除尘(ESP)及湿法烟气脱硫(WFGD)，其具有污染物脱除效率高和技术成熟的特点，因此在常规燃煤电厂中这些污染物脱除技术已被大量应用。

SCR是利用催化剂与NOx发生的还原反应，使其还原为无毒无害的N2和H2O。常见的还原剂有氨和尿素，而最常见的催化剂成分有TiO2、V2O5、WO3以及MoO3[8-9]。其中，活性高的TiO2充当载体。V2O5是最重要的活性成分，具有非常高的脱硝效率，但会促进SO2向SO3转化。WO3也是一种活性材料，能抑制SO2的转化，还能加强催化效果并起到稳定剂的作用[10]。在TiO2为载体的钒系催化剂作用下，脱硝效率一般可达90%以上。

电除尘器因其具有运行稳定和高效的优点，目前已被火电厂广泛应用于粉尘的大气环境排放治理方面[11]。它是通过高压电源生成强电场，使得烟气发生电离而电晕放电。此时的烟尘微粒会荷电，并且在电场力的作用下从烟气中移向积尘极，通过振打的方式使烟尘落下被捕集[12]。为进一步降低烟尘排放，可采用高频电源或湿法除尘技术，特别是对于非常细小灰粒的捕集，已经达到国家对于PM2.5的排放要求。

天然气中C6+组成分析不同定量方式对计算烃露点的影响……………………………………………………………(6):80

常规的燃煤电厂烟气中污染物都是依次经过SCR、ESP及WFGD来逐级处理的，所以可以把SCR入口看作是SCR、ESP及WFGD形成的环保岛系统入口(如图1所示)。当环保岛系统入口处烟气中的NOx、烟尘、SO2稳定时，可以近似其出口浓度为入口浓度与相应污染物未脱除率之积。当其它条件保持不变时，脱硝、除尘及脱硫的效率分别为SCR入口烟气关键共性参数的单变量函数。

婶子，这我可作不了主。你也知道，县里下了死命令的，一个也不能拉下，好多地方，妇女同志都上去了。要说特殊情况，人人个个都有。没等桂娭毑把话说完，招财眼皮一翻，将门堵了。

令xit表示t年的第i个指标，如果该指标与基本公共服务水平呈现正向关系，则该指标i得分yit=（xit-xmin0）/（xmax0-xmin0）

  

图1 污染物脱除的影响分析模型

2 污染物脱除影响分析模型

2.1 电站污染物环境成本

燃煤电厂的安全、经济、环保要求一直是我们追求的永恒主题。近年来，随着燃煤电厂排放的环保要求愈来愈严格，更高要求等级环保设备不断投入运行，造成电厂的环保成本大幅增加，也就是说，为提高电厂的经济性不得不考虑环保投入了。一般情况下，可以将燃煤电厂的环保成本分为两个部分，即电厂生产过程中控制污染物的投入成本和电厂造成环境损失的治理成本。电厂控制污染物排放的投入成本主要是设备购买、项目建设以及运行维护上的成本，然而它并不能从本质上体现排放后的治理难易程度[14]。

燃煤电厂的烟气治理，主要是在污染源排放前的厂内控制，但总有一些污染物未能完全脱除，而排放到大气环境中，造成环境影响，形成环境治理成本。而环境治理成本的大小，直接与燃煤电厂污染物的排放产物及量值相关。汪鹏[15]通过建立环境大气中污染物的扩散模型，实现了利用有效数据，预测单个污染源排放到大气引起环境污染物浓度的变化，据此对大气污染物造成环境的经济损失(既环境损失成本，简称环境成本)进行评估，利用这个评估方法可以对某个地区、某个电厂的污染物排放造成环境成本进行估算。但由于其计算过程复杂，并且不同考察对象特点不同，因此其结果不具有通用性。

排污收费政策是我国污染物排放控制的重要手段之一，而排污征收的费用是根据污染物的种类、数量及浓度的不同情况收取的，所以，可近似地理解排污收费是直接环境成本的简单表征。因此，可以借鉴国家出台的《排污费征收标准及计算方法》，以对燃煤电厂NOx、SO2、粉尘排放征收的排污费来代替实际造成的直接环境成本。根据中国排污总量收费标准和美国环境价值标准提出的评估标准，NOx、粉尘、SO2的单位直接环境成本PN、PD、PS分别取为8元/kg、2.2元/kg、6元/kg。燃煤电厂污染物排放造成的排污费征收标准可近似作为衡量其排放的直接环境成本。燃煤电厂排放的污染物为NOx、烟尘、SO2，其造成的总直接环境成本的通用模型可表述为

老板莫名其妙，说：“扯到哪里去了？这跟富人穷人有什么关系？富人为创造财富节省时间，不为他们服务还为哪个？”

P=PN×mN+PD+mD+PS×MS

(1)

在利用公式(2)和(3)计算总直接环境成本时，其关键的问题是确定温度和烟速随效率的变化规律。

利用各SCR入口烟气温度对应的脱硝效率、除尘效率及脱硫效率的数据整理，即可完成污染物综合脱除能力计算分析，形成的具体总直接环境成本模型如下

PN、PD、PS——燃煤电厂排放单位质量NOx、烟尘、SO2造成的单位直接环境成本/元·kg-1；

mN、mD、mS——单位标准体积尾部烟气中含有NOx、烟尘、SO2的质量/kg·Nm-3。

2.2 电站污染物的系统分析模型

根据以往的研究发现，脱硝、除尘、脱硫的效果会随烟气温度或流速的变化而变化，如果对这些关键共性因素进行控制，就能够提高整个燃煤电厂的污染物综合脱除能力，也就是降低了排放环境的直接环境成本。控制关键共性参数，提高污染物脱除系统整体效率的过程，可以视为是满足各污染物排放限制条件的情况下，追求大气污染物脱除系统的污染物综合脱除能力最大，也就是此时排放量最小，也即大气污染物排放造成的环境污染总损失最小。

通过对全省不动产统一登记基础数据数字线划图成果的检查验收情况，深入分析影响不动产数字线划图成果质量的关键节点和薄弱环节，对影响成果质量的设备、资料、技术、流程等要素进行控制，将成果的质量隐患消除在生产环节中，从根本上对基于立体采集模式下的数字线划图进行质量把控，确保不动产线划图成果的真实、准确和可靠，同时可以为今后的多样化的数字线划图测绘项目提供保障。

湿法烟气脱硫技术是将脱硫剂CaCO3颗粒与水混合，形成的浆液会通过泵送至脱硫塔的喷淋装置中向下喷淋，此时烟气会在脱硫塔中与喷淋的浆液逆向接触发生反应。气液相接触，反应速率较快、效果好，技术较为成熟并且工作安全稳定性高[13]。另外，在脱硫效果差时，可以通过使用添加剂来实现脱硫效率的补偿。

在这里，定义L1(T)表示SCR入口处烟气温度为T而其它条件不变时，燃煤电厂污染物所造成的总直接环境成本。L2(V)表示SCR入口平均烟气流速为v，而其他条件不变时，燃煤电厂污染物所造成的总直接环境成本。目标函数L1和L2分别用下式来表示

L1(T)=PN×CN×[1-ηN1(T)]+PD×CD×

[1-ηD1(T)]+PS×CS×[1-ηS1(T)]

(2)

本研究还显示，FCM检测AL患者MRD阳性率较形态学检测复发率高，多数患者在骨髓形态学复发前即可发现MRD阳性，说明FCM的灵敏度更高，能更早发现AL复发迹象，以便及早采取对策。这与国内外的研究结果基本一致。

[1-ηD2(v)]+PS×CS×[1-ηS2(v)]

(3)

式中 ηV、ηD、ηS——脱硝、除尘和脱硫的效率，其下标“1”、“2”分别表示烟气温度和速度为变量时的相关量;

T——SCR入口烟气温度；

v——SCR入口烟气平均流速；

CN、CD、CS——脱硝、除尘及脱硫前的NOx、烟尘、SO2浓度。

电厂污染物排放环境造成的损失越小，说明其环保岛的污染物综合脱除能力越高，所以，寻求燃煤电厂污染物综合脱除能力最大的问题，就是求L1和L2目标函数最小值的问题。同时，NOx、粉尘、SO2的排放量必须要满足国家对于火电厂大气污染物排放限制标准。

3 燃煤电厂污染物系统性建模分析

以某600 MW燃煤锅炉的污染物脱除环保岛系统为研究对象，分析其入口烟气温度和烟气平均流速作为关键共性参数，对污染物综合脱除能力造成的影响，及确定其最佳脱除效果。

L2(v)=PN×CN×[1-ηN2(v)]+PD×CD×

3.1 关键共性参数影响分析

本文所提出的分析模型所需要的主要参数有：SCR入口烟气温度和烟气体积流量、SCR烟气出、入口NOx浓度、除尘器出、入口粉尘浓度以及脱硫塔出、入口的SO2浓度等。可以利用烟气体积流量和烟气入口截面积计算SCR入口烟气平均流速，利用SCR出、入口NOx浓度、除尘器出口和入口粉尘浓度以及脱硫塔出口和入口的SO2浓度，分别计算脱硝、除尘及脱硫的效率。

式中 P——单位标准体积烟气中污染物产生的总直接环境成本/元·Nm-3；

通过计算发现，SCR入口烟温和烟气平均流速对系统脱硝效率的影响非常大。在烟温区间为320～355℃左右的范围里，SCR的脱硝效率随入口烟气温度的增大呈先增大后减小的趋势，在烟气温度为345℃时，SCR效率达到顶点。这是由于烟气温度过低，导致催化剂活性低，使得反应速率下降而影响脱销效率。当烟温超过某一限值时，作为SCR脱硝副反应的NH3分解和氧化反应会变得剧烈，而催化剂会出现高温烧结而降低活性，导致脱硝效率呈现降低趋势。而SCR脱硝效率会随SCR入口的烟气平均流速上升而下降，是由于随着烟气流速的增加，在SCR反应器内停留的时间也会变短，导致反应发生不完全以及氨逃逸率升高[10]。

电除尘器入口烟气温度和速度对除尘效率也有一定影响。在电除尘器入口烟气温度为115℃到150℃范围内，除尘效率随着温度的升高而逐渐降低。因为随着温度的升高，飞灰比电阻增大，而导致电除尘器除尘效率下降。同时，烟气温度升高也会导致烟气粘度增加，使得驱进速度降低，影响荷电粒子向集尘极移动。而随着除尘器内烟气流速升高，除尘效率反而会随之下降，当烟气流量大于允许范围时，会降低烟尘颗粒与气体电离生成的离子结合几率，更多的颗粒会随着高速流动的烟气离开，已经附着在集尘极的烟尘也可能会被烟气带走，形成二次扬尘[11]。

为进行系统性分析影响污染物脱除的关键因素，及其相互之间的关系，确定研究范围为脱硝、除尘及脱硫设备构成的系统，建立环境影响的系统分析模型，其输入参量是进入SCR前的烟气温度及速度，输出参量为污染物脱除效率。具体如图1。

脱硫系统入口温度和烟速对脱硫效率影响较明显。当机组排烟温度变化范围在100℃到120℃之间时，烟温的上升会导致脱硫效率持续下降，随后影响稍有减弱，这是由于SO2与石灰石在浆液中的溶解度都是随着温度的升高而降低，这两种主要反应物的溶解特性形成了耦合作用，从而抑制了相应的脱硫反应。同时，相应反应属于放热反应，烟温上升导致反应速率减慢。而在入口处烟气平均流速较低时，脱硫效率随流速升高而升高。当平均流速达到12.1m/s 左右时，效率随之降低。是由于脱硫塔内烟气流速增加，会减小气相与液相之间膜厚度，提高传质系数，使得脱硫效率增加。同时，由于烟气同喷淋浆液逆向流动，烟气流速加快会使喷淋浆液速度降低，从而使得脱硫塔内单位体积内浆液含量增加，传质面积扩大，脱硫效率提高；而另外一方面，烟气流速增加，会使得烟气以更快速度流过脱硫塔，减少了烟气在塔内停留的时间。当烟气流速较低时，流速增加对效率有正面作用，反之是负作用 [12]。

3.2 总直接环境成本分析

在烟气温度或速度与脱除效率的关联式确定后，即可进行烟气温度或速度引起的总直接环境成本计算和分析，确定关键共性因素对污染物脱除能力的影响作用。

在燃煤机组运行过程中，煤种和机组负荷基本保持稳定，所以近似认为燃煤燃烧产生的NOx、SO2、粉尘量保持不变。在一段运行时间内，该燃煤机组锅炉环保岛系统的入口NOx、粉尘、SO2浓度平均值分别为303.509 mg/Nm3、2 411.551 mg/Nm3、1 605.489 mg/Nm3。

实验前小鼠体质量符合正态分布(表1)，差异无统计学意义(W=0.94，P=0.10)，随实验进行各组小鼠体质量逐渐增长，至实验结束时(d13)重组人血管内皮抑素+DDP(d4～d6)组小鼠体质量增长最慢，但各组间体质量差异无统计学意义。对小鼠体质量资料进行方差分析，小鼠体质量符合球形检验(F=0.19，P=0.19)，分组因素主效应方差分析，F=3.53，P=0.15，时间因素主效应方差分析，F=0.05，P=0.82，时间因素与分组因素交互效应方差分析，F=3.30，P=0.21。

L1(T)=a4T4+a3T3+a2T2+a1T+a0

(4)

其中各系数的值分别为：a4=4.669 588×10-9、a3=-6.250 040×10-6、a2=3.136 187×10-3，a1=-6.992 151×10-1、a0=58.441 436。

利用多项式拟合得到总直接环境成本L1与SCR入口烟气温度T的函数关系，如上面的公式(4)所示，而对应的变化关系如图2所示。

Conversely, surgeons participating in the randomized trial in Taiwan performed a minimum of 80 D2 LD surgeries before the study began. The results of that study revealed a possible increase in survival rates when extended volumes of LD were performed[35].

  

图2 目标函数L1与污染物脱除系统入口温度T的变化关系

从图2可看出，在合理运行参数范围内，随温度变化的总直接环境成本L1，反映的是各污染物排放环境造成的成本，即L1值越大，燃煤电厂排放的单位体积烟气所造成的环境成本越高，而此时电厂污染物环保岛系统整体效率越低。所以，目标函数在变量允许范围的最小值，对应污染物脱除系统入口烟气温度的最低值，也就是说，它是电厂大气污染物脱除综合效率最高时对应的大气污染物脱除系统入口烟气温度。L1(T)函数在320～360℃的区间为单调递增函数，即污染物脱除系统入口温度取320℃时，L1(T)取最小值。此时，该燃煤电厂综合污染物脱除能力最强。

针对烟气速度变化的情况，利用流速对各污染物脱除效率的变化关联式，可形成综合脱除能力的系统分析模型，具体如下面的公式(5)

盐城市区饮用水源生态净化工程库区生态堤防设计……………………………… 朱冬舟，陆惠萍，仓基俊等(14.26)

L2(v)=b5v5+b4v4+b3v3+b2v2+b1v+b0

(5)

其中各系数的值分别为：b5=6.227 124×10-6、b4=-3.816 176×10-4、b3=-9.302 439×10-3、b2=-1.126 873×10-1、b1=6.781 705×10-1、b0=-1.620 835。

结合相应的随关键共性参数变化的总直接环境成本模型，其相应的曲线变化关系如图3所示。

  

图3 目标函数L2与污染物脱除系统入口流速v的变化关系

结合图3，基于烟气速度变化的目标函数L2，在变量允许范围的最小值所对应的环保岛系统入口烟气平均流速，所处的污染物脱除综合效率最高。当烟气平均流速为11.2 m/s时，函数L2(v)取最小值，即环保岛脱除系统入口烟气流速为11.2 m/s时，电厂排放污染物造成的总直接环境成本最小，所以此时电厂污染物综合脱除能力最强。

综上所述，该电厂可以通过控制电厂环保岛系统入口，即SCR入口的烟气关键共性参数，可以提高电厂污染物综合脱除能力，对电厂大气污染物综合脱除能力有较明显的提升，该污染物控制技术可在实现电厂大气污染物排放标准的前提下进行节能降耗，并能通过调节SCR入口参数的方法，实现燃煤电厂污染物排放的综合控制。

4 结论

结合系统建模分析方法，利用环保岛系统入口烟气温度和流速与污染物脱除效率之间的变化规律，形成基于烟气温度或速度的污染物脱除效率与电厂总直接环境成本之间的系统分析模型。以某600 MW燃煤发电厂锅炉烟气污染物控制的环保岛系统为研究对象，得到如下结论：

证明 如前所述，时变永久性离散资源分配的最优方法应该满足极大相容公理组ESCA1，即要求分配方法满足{Ax.1,Ax.2,Ax.6,Ax.7}.

(1)燃煤电厂污染物所造成的总直接环境成本函数在320～360℃的区间为单调递增函数，当环保岛系统入口温度为320℃时，总直接环境成本为最小，此时电厂大气污染物脱除系统综合污染物脱除能力最强；

(2)总直接环境成本函数随烟气平均流速的增加，先减小后增大。当烟气平均流速为11.2 m/s时，燃煤电厂排放的总直接环境成本最小，所以此时该电厂污染物综合脱除能力最好。

我国历来重视林业资源保护管理。新中国成立初期，由于过分追求发展，大量的林业资源被盲目砍伐，包括大量的原始森林，这对于我国林业资源的损失是不可弥补的。森林资源的破坏造成严重的水土流失，土地沙漠化程度加深，影响生物多样性。原本生活在森林中的许多物种都消失了。目前，我国森林覆盖率远低于世界平均水平，这意味着我国生态系统受到了影响。破坏。虽然我国对森林资源管理的重视程度越来越高，但由于早期破坏严重，不能在短时间内恢复。随着环境保护和可持续发展观念的日益普及，人们林业资源开发现状，但为了自身的利益而砍伐森林资源的自私者却比比皆是。因此，加强林业资源管理任重道远。

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