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前言：太陽輻城市污水污泥和造紙污泥等有機污泥具有較高揮發(fā)分，對其進行焚燒處置可實現(xiàn)其資源化利用。德國大部分的污水污泥通過焚燒法處置，其中約50%摻燒于水泥爐窯和燃煤電廠中。近年來，我國燃煤電廠摻燒污泥技術(shù)發(fā)展迅速，已逐漸成為有機污泥處置的重要技術(shù)路線。有機污泥來源廣泛、成分復(fù)雜、含水率高，并且其中重金屬、砷（As）、硒（Se）和氯（Cl）的含量普遍高于原煤。因此，燃煤耦合污泥發(fā)電過程中的重金屬、As和Se的遷移和環(huán)境排放風(fēng)險應(yīng)被關(guān)注。

先前的實驗室內(nèi)研究和中試試驗研究已揭示，煤粉和污泥共燃會引起重金屬、As和Se的釋放、遷 移和轉(zhuǎn)化行為發(fā)生變化。一方面，當(dāng)污泥中Cl含量較高時，銅（Cu）、鎘（Cd）、鉻（Cr）、鋅（Zn）、鎳（Ni）、As和鉛（Pb）的揮發(fā)比率有可能會增加，因而有可能增加這些元素的大氣排放量。另一方面，在煤粉和污泥共燃狀態(tài)下，Cl、Cu和鐵（Fe）含量的增加，會促進單質(zhì)汞（Hg）氧化為Hg2+（以HgO形態(tài)存在），從而有可能減少Hg的大氣排放；并且焚燒高含水率污泥會增加煙氣濕度，促進重金屬氯化物生成氧化物，有利于重金屬的大氣排放降低。

有機污泥的摻燒量和其污染物含量是影響燃煤耦合污泥發(fā)電過程重金屬排放的最主要因素。理論上，摻燒量的提升將會增加污染物輸入量，并改變?nèi)紵隣顟B(tài)和煙氣成分，從而可能影響重金屬、As和Se在爐渣、飛灰、脫硫石膏、脫硫廢水和煙氣中的分配比率和分配量。余維佳等對某蒸發(fā)量為220 t/h的燃煤鍋爐摻燒質(zhì)量分?jǐn)?shù)（下同）11%的污泥時重金屬排放情況進行了調(diào)查，結(jié)果表明，污泥摻燒導(dǎo)致錳（Mn）、Zn、Pb、Cu、As、Cr在爐渣和飛灰中的分配比率降低，使其大氣排放比率及排放量明顯增加。然而，張宗振等在1 000 MW機組和韓俊剛在300 MW機組上進行的摻燒10%城市污泥試驗均表明，摻燒污泥對重金屬和As在不同排放物中質(zhì)量濃度的影響很小。國外關(guān)于煤粉鍋 爐摻燒污泥對副產(chǎn)品中痕量元素影響的報道很少。?mand LE等在12 MW循環(huán)流化床鍋爐上摻燒16%~52%干污泥，結(jié)果表明隨著污泥摻燒比例的增加，飛灰中重金屬含量也明顯增加，但并未超過歐盟的排放限值。目前，有關(guān)摻燒污泥對電站燃煤鍋爐重金屬、As和Se排放影響的調(diào)查數(shù)據(jù)十分有限，尚缺乏對環(huán)境排放風(fēng)險的定量化描述與預(yù)測。

本文在某配置污泥前置干燥炭化裝置的燃煤發(fā)電系統(tǒng)上，通過采集燃煤系統(tǒng)產(chǎn)生的主要排放物，包括爐渣、飛灰、脫硫石膏、脫硫廢水和凈煙氣，對比研究了純燒煤和摻燒污泥2種工況條件下重金屬和As、Se在爐渣、飛灰和脫硫石膏、脫硫前后水相、大氣等排放物中的分配比率與質(zhì)量濃度，定量預(yù)測了摻燒污泥引起的重金屬、As和Se排放增加量，為確定污泥摻燒量和污泥中重金屬、As和Se的質(zhì)量濃度限值提供理論依據(jù)。

1 試驗內(nèi)容

1.1 鍋爐概況

試驗在哈爾濱鍋爐廠設(shè)計制造的某超超臨界600 MW機組直流鍋爐上進行，鍋爐采用∏型布置、單爐膛、水平濃淡燃燒器，低NOx分級送風(fēng)燃燒系統(tǒng)，墻式切圓燃燒方式。在540 MW負荷下進行了純燒煤和摻燒污泥2個工況的試驗。摻燒的污泥為造紙廠污泥，其含水率約80%，摻燒量約為燃煤量的1%。污泥摻燒裝置使用中國華能集團有限公司研發(fā)的前置干燥炭化機，其技術(shù)工藝為：抽取高溫?zé)煔庵粮稍锾炕b置，污泥在裝置內(nèi)被干燥及研磨，下游的風(fēng)機將污泥粉送至污泥燃燒器參與鍋爐燃燒，整個系統(tǒng)處于密閉和負壓狀態(tài)。污泥摻燒工藝流程和試驗樣品采集位置如圖1所示。

1.2 樣品采集

在2種工況下，分別采集煤粉、飛灰、爐渣、石膏、脫硫前石灰水、脫硫廢水和脫硫出口凈煙氣，各4個平行樣，平行樣采樣時間間隔為2~3 h。

圖1 污泥摻燒工藝及采樣位置示意

采集脫硫前石灰漿液和脫硫廢水漿液，靜置沉降12 h后取上清液。隨機采取2個磨細石灰樣品和4個濕污泥樣品。固體樣品裝入聚乙烯塑料密封袋中，脫硫廢水裝入棕色瓶中，帶回實驗室，放置在4 ℃冰箱中保存。

煙氣樣品的采集遵照《固定污染源排氣中顆粒物與氣態(tài)污染物采樣方法》（GB/T 16157—1996）中相關(guān)要求執(zhí)行。煙氣中顆粒物的采樣裝置為嶗應(yīng)3012H型自動煙塵/氣測試儀對接1085W型煙塵多功能取樣管；顆粒物由石英纖維濾筒捕獲；采用等動力抽氣模式采樣，采樣時間為1 h，采樣體積大于0.7 m3（標(biāo)況下，下同）。煙氣中氣態(tài)汞的采樣裝置為嶗應(yīng)3072型智能雙路煙氣采樣器，采樣裝置上串聯(lián)2支各裝10 mL吸收液的吸收管，吸收液為 0.1 mol/L高錳酸鉀溶液和10 %硫酸溶液的1:1（體積比）混合溶液；采用等速抽氣模式采樣，流量為0.5 L/min，采樣時間為30 min。采集顆粒物樣品的石英纖維濾筒裝入聚乙烯塑料密封袋中，采集氣態(tài)汞的吸收液裝入棕色瓶中，帶回實驗室，放置在4 ℃冰箱中保存。

2種工況下入爐煤質(zhì)的工業(yè)分析和元素分析見表1，輸入輸出系統(tǒng)各物質(zhì)流量見表2。

表1 試驗期間入爐煤質(zhì)工業(yè)和元素分析

表2 2種工況下進出系統(tǒng)質(zhì)量流量

1.3 分析方法

固體樣品經(jīng)冷凍干燥后研磨，使其粒徑小于 0.15 mm，充分混勻。稱取0.1 g（精確至0.000 1 g）處理后固體樣品，置于消解罐中，加入1 mL鹽酸，4 mL硝酸，1 mL氫氟酸和1 mL雙氧水后，置于微波消解儀中消解。消解后冷卻至室溫，將消解液放在趕酸儀上，加入1 mL高氯酸，100 ℃敞口趕酸至樣品冒白煙，樣品近干，用去離子水定容并過濾膜。分析其中的重金屬（10種重金屬為鉻Cr、Ni、Hg、Cd、Mn、Pb、Zn、Cu、Co和V）、As和Se，分析儀器為電感耦合等離子體質(zhì)譜（ICP-MS，Agilent-8900）。

石灰水和脫硫廢水樣品過0.22 μm濾膜后，用1% HNO3稀釋10倍進行ICP-MS分析。采集氣態(tài)汞的吸收液過0.22 μm濾膜后，用雙道原子熒光分光光度儀（AFS-230E）進行分析。

2 結(jié)果與討論

2.1 原料煤粉和污泥中重金屬、As和Se質(zhì)量分?jǐn)?shù)

采集固體樣品中重金屬、As和Se質(zhì)量分?jǐn)?shù)如 圖2所示。由圖2可見：未摻燒污泥和摻燒污泥2種工況下入爐煤粉中測定元素質(zhì)量分?jǐn)?shù)基本一致；煤粉中，Mn的質(zhì)量分?jǐn)?shù)最高（185.0~262.9 mg/kg，干基），其次為Zn（49.5~92.9 mg/kg，干基）、Pb（20.4~35.6 mg/kg，干基）和Cu（18.5~34.3 mg/kg，干基）；干基污泥中Cr、Cd、Ni和As的質(zhì)量分?jǐn)?shù)略高于煤粉，其他元素與煤粉中相當(dāng)；煤粉和干基污泥中揮發(fā)性重金屬Hg的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為0.025~0.091 mg/kg和0.030~0.038 mg/kg；石灰粉中重金屬、As和Se的質(zhì)量分?jǐn)?shù)均較低，除Cu和Cr外，其他元素質(zhì)量分?jǐn)?shù)約為煤粉中對應(yīng)元素的10%~20%。

圖2 采集固體樣品中重金屬、As和Se質(zhì)量分?jǐn)?shù)

2.2 爐渣、飛灰和脫硫石膏中重金屬、As和Se含量

由圖2可見，未摻燒污泥和摻燒污泥2種工況條件下，爐渣、飛灰和脫硫石膏中重金屬、As和Se的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分布基本相同，說明摻燒1%的污泥不會顯著改變?nèi)济合到y(tǒng)重金屬、As和Se的釋放遷移行為。飛灰中重金屬、As和Se的質(zhì)量分?jǐn)?shù)高于煤粉和干基污泥。非揮發(fā)性重金屬Cr、Ni、Co、Mn和V在飛灰中有較高富集，其平均質(zhì)量分?jǐn)?shù)比煤粉中對應(yīng)元素平均質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別高5.8、4.0、5.6、4.0和5.6倍；飛灰中具有揮發(fā)性的Hg、Pb、Cd、As和Se的富集率相對偏低，其平均質(zhì)量分?jǐn)?shù)比煤粉中對應(yīng)元素平均質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別僅高2.4、1.3、2.7、1.8和3.1倍。

通過爐渣卸載出系統(tǒng)也是重金屬、As和Se排出的重要途徑。揮發(fā)性元素Hg、Cd、Pb和As在爐渣中質(zhì)量分?jǐn)?shù)低于或接近于煤粉和干基污泥中對應(yīng)元素質(zhì)量分?jǐn)?shù)。其中，最易揮發(fā)的Hg在爐渣中的質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.016 0~0.019 3 mg/kg，僅是其在煤粉中平均質(zhì)量分?jǐn)?shù)的28%~40%。非揮發(fā)性重金屬Cr、Cu、Ni、Mn、Co和V在爐渣中的質(zhì)量分?jǐn)?shù)與其在粉煤灰中質(zhì)量分?jǐn)?shù)接近，大幅高于其在煤粉和干基污泥中的質(zhì)量分?jǐn)?shù)。其中，Cr和Mn在爐渣中的平均質(zhì)量分?jǐn)?shù)比其在煤粉中的平均質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別高出4.3~4.8倍。

由于濕法脫硫裝置也可以協(xié)同除塵，捕集部分顆粒態(tài)污染物，還可溶解吸收部分煙氣氣相中的污染物，進入脫硫石膏和脫硫廢水。故而出現(xiàn)圖2中脫硫石膏重金屬、As和Se的質(zhì)量分?jǐn)?shù)數(shù)倍甚至十幾倍高于其在石灰石中的質(zhì)量分?jǐn)?shù)。值得注意的是，在飛灰中富集率偏低的揮發(fā)性元素Hg、Pb、Cd、As和Se在脫硫石膏中的富集水平明顯偏高， 其質(zhì)量分?jǐn)?shù)與煤粉和干基污泥中對應(yīng)元素質(zhì)量分?jǐn)?shù)接近。非揮發(fā)性重金屬Zn、Ni、Co、Mn和V在脫硫石膏中的質(zhì)量分?jǐn)?shù)明顯低于其在粉煤灰和干基污泥中的質(zhì)量分?jǐn)?shù)。

2.3 脫硫前后水相中重金屬、As和Se質(zhì)量濃度

采集液體樣品中重金屬的As、Se質(zhì)量濃度如圖3所示。由圖3可見：石灰漿液相中重金屬、As和Se的質(zhì)量濃度均大幅低于脫硫廢水液相中相應(yīng)元素質(zhì)量濃度，說明脫硫廢水液相中的重金屬、As和Se絕大部分來源于煤粉和污泥燃燒過程；未摻燒污泥和摻燒污泥2種工況條件下，脫硫廢水液相中重金屬、As和Se的質(zhì)量濃度分布基本相同，說明摻燒1%的污泥沒有顯著改變脫硫系統(tǒng)對煙氣中重金屬、As和Se的捕集效率。脫硫廢水液相中Mn和Zn含量較高，其平均質(zhì)量濃度分別為24.7、14.5 mg/L，其他元素在脫硫廢水液相中質(zhì)量濃度均較低（低于1.3 mg/L），這與原煤和污泥中對應(yīng)元素質(zhì)量濃度一致。此外，脫硫廢水液相和脫硫石膏中重金屬、As和Se的分布模式基本相同，說明這些元素在脫硫廢水中存在固液分配平衡。

圖3 采集液體樣品中重金屬的As、Se質(zhì)量濃度

2.4 重金屬、As和Se大氣排放特征

電除塵裝置和濕法脫硫裝置的截獲能去除煙氣中絕大部分顆粒態(tài)和少部分氣態(tài)重金屬、As和Se，其余少部分污染物以小顆粒態(tài)或氣態(tài)形式經(jīng)煙囪排放到大氣。煙囪氣樣品中重金屬和As、Se質(zhì)量濃度（標(biāo)況下，φ(O2)=6%）如圖4所示。由圖4可見，在未摻燒污泥和摻燒污泥這2種工況條件下，煙囪氣中所含重金屬、As和Se的質(zhì)量濃度分布基本相同，未表現(xiàn)出顯著差別，說明摻燒少量的污泥并沒有引起燃煤系統(tǒng)重金屬、As和Se大氣排放水平的顯著變化。

圖4 煙囪氣樣品中重金屬和As、Se質(zhì)量濃度

易揮發(fā)元素Hg、Cd、Pb和As在煙氣氣相中比例較高，電除塵裝置和濕法脫硫裝置對其截獲率較低，因而隨煙囪氣排放至大氣的風(fēng)險較高。這些易揮發(fā)元素在煙囪氣中的質(zhì)量濃度為0.65~16.57 μg/m3。Hg的排放質(zhì)量濃度遠低于《火電廠大氣污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB13223—2011）中規(guī)定 0.03 mg/m3的排放限值。煙囪氣中Mn的質(zhì)量濃度最高，為34.72~38.67 μg/m3，其次為Cr（19.85~21.45 μg/m3）和Pb（15.26~16.57 μg/m3），這與煤粉中這些元素含量高相關(guān)。煙氣中As、Pb、Cr、Co、Cu、Mn、Ni和V的質(zhì)量濃度之和為88.84~90.36 μg/m3,低于《歐盟工業(yè)排放指令》2010/75/EU中0.5 mg/m3的限值。

2.5 重金屬、As和Se質(zhì)量分配

可根據(jù)燃煤系統(tǒng)物質(zhì)輸入、輸出質(zhì)量及污染物質(zhì)量濃度，計算重金屬、As和Se的輸入和輸出情況。輸入物質(zhì)為煤粉、污泥和石灰粉，輸出物質(zhì)為爐渣、粉煤灰、脫硫石膏、脫硫廢水液相和凈煙氣，進出系統(tǒng)各物質(zhì)的流量見表2。未考慮入爐空氣和脫硫工藝水（取自地表水）攜帶進入燃煤系統(tǒng)的污染物。

帶入系統(tǒng)中的重金屬、As和Se的質(zhì)量記為Ini，i=1, 2, 3，分別為煤、污泥和石灰粉。

式中：Bi為煤、污泥或石灰粉的輸入量；Mari為對應(yīng)物質(zhì)的收到基水分；ωi為對應(yīng)物質(zhì)中污染物的干基質(zhì)量濃度。

鍋爐灰渣比按9:1計算，帶出系統(tǒng)中的重金屬、As和Se的質(zhì)量記為Outj，j=1, 2, 3, 4, 5，分別為爐渣、飛灰、脫硫石膏、脫硫廢水和煙囪氣。

式中：Aar1、Aar2為入爐煤、濕污泥的收到基灰分，%；msg、mfs為石膏、脫硫廢水的產(chǎn)量，t/h；ωsg、ωfs為石膏、脫硫廢水中痕量元素的質(zhì)量濃度，mg/kg；Vgas、ωgas為標(biāo)況下凈煙氣的體積流量（m3/h）和各元素的質(zhì)量濃度（mg/m3）；未摻燒污泥工況下，取B2=0。

由于工業(yè)現(xiàn)場條件限制、物質(zhì)流估算偏差、采樣偏差和測量誤差的存在，通常污染物總輸出量為總輸入量的70%~130%即可接受。計算了12種測定元素的質(zhì)量平衡率，結(jié)果如圖5所示。由圖5可見：Ni、Co、Mn、V和Se在2個工況下的質(zhì)量平衡率均在70%~130%；而Cr、Cd、Zn和Cu 4種元素超過此范圍；其余元素在某一工況下略超出上述范圍，可能主要由采樣偏差引起。

圖5 重金屬、As和Se質(zhì)量平衡率

根據(jù)入爐煤量、污泥摻燒量和污染物質(zhì)量濃度，計算得到燃煤電廠摻燒污泥過程中重金屬、As和Se的輸入總流量及通過污泥輸入系統(tǒng)的質(zhì)量占比如圖6所示。由圖6可見，通過污泥攜帶進入的污染物比例極低，占比最高的Cd僅為0.44%，主要原因是污泥中Cd的含量顯著高于煤粉。

圖6 輸入系統(tǒng)重金屬、As和Se總質(zhì)量流量及通過污泥帶入系統(tǒng)占比情況

根據(jù)各輸出產(chǎn)物的質(zhì)量流量和污染物質(zhì)量濃度，計算2種工況下重金屬、As和Se在各輸出方式中的占比情況，結(jié)果如圖7所示。由圖7可見：2種工況下，釋放到大氣中的Hg均約占總輸出的28%，明顯高于其他重金屬，與文獻中的比例相當(dāng)；揮發(fā)性較高的Hg、Cd、Pb、As和Se在脫硫系統(tǒng)和煙囪氣中分配比率（13%~29%）較高；Cu和Mn等不易揮發(fā)元素在爐渣和飛灰的分配比率（89%~98%）較高；脫硫裝置協(xié)同脫除Cd、As和Se等揮發(fā)性較強元素的比例在14%~24%之間，高于對非揮發(fā)性元素的脫除比例。

圖7 2種工況下重金屬、As和Se各種輸出方式占總輸出的質(zhì)量比

盡管廣泛認為As元素揮發(fā)性較高，但通過煙氣排出系統(tǒng)的As占總輸出的比例小于1%，這可能與As的顆粒態(tài)分布或As與礦物的交互作用有關(guān)。

2.6 摻燒污泥比例或元素質(zhì)量濃度的風(fēng)險評估

隨著國家能源局、環(huán)保部下發(fā)的《關(guān)于開展燃煤耦合生物質(zhì)發(fā)電技改試點工作的通知》，燃煤電廠摻燒污泥成為重要的污泥處置技術(shù)路線。摻燒污泥對重金屬大氣排放的影響比較復(fù)雜，利弊共存?？傮w上，有機污泥的摻燒量及其污染物含量是影響燃煤耦合污泥發(fā)電過程重金屬排放的最主要因素。但在具體的摻燒實踐中，污泥摻燒的比例往往由干燥出力、著火穩(wěn)定性等熱力參數(shù)決定，較少考慮到重金屬風(fēng)險對摻燒量的限制。

本文摻燒約1%紙廠污泥，沒有明顯改變重金屬、As和Se在輸出物質(zhì)中的分配比率及大氣排放。假設(shè)污泥摻燒過程中污染物的排放水平與輸入的污染物量線性相關(guān)，污泥摻燒的量并不改變污染物在不同輸出物質(zhì)中的分配比率?；诖思僭O(shè)，評估污泥摻燒量10%、污泥中污染物質(zhì)量濃度增加9倍、99倍情況下，爐渣、飛灰和煙氣中的污染物含量，結(jié)果見表3。由表3可知：若將本研究中所使用的污泥摻燒量提升至10%，污染物的質(zhì)量濃度提升至現(xiàn)污泥的10倍、100倍，煙氣中的污染物質(zhì)量濃度均顯著增加，Hg的質(zhì)量濃度為試驗工況的1.1和2.4倍；污泥污染物質(zhì)量濃度增加99倍工況下，元素Cd變化最大，其在煙囪氣中的質(zhì)量濃度增加為試驗工況的5.7倍。對比發(fā)現(xiàn)，即使在污染物質(zhì)量濃度為現(xiàn)污泥的100倍、摻燒量為10%工況下，預(yù)測煙囪氣中Hg質(zhì)量濃度小于0.03 mg/m3，As、Pb、Cr、Co、Cu、Mn、Ni、V的質(zhì)量濃度之和約0.32 mg/m3，仍低于《歐盟工業(yè)排放指令》2010/75/EU的限值（0.5 mg/m3）。

表3 摻燒10% 3種不同質(zhì)量濃度污泥時煙氣、飛灰和爐渣中重金屬、As和Se預(yù)測值

對于污泥中污染物質(zhì)量濃度不變，僅增加摻燒量至10%的工況，由于污泥與煤粉中對應(yīng)元素的含量相近，增加摻燒量雖然導(dǎo)致污泥帶入系統(tǒng)的各元素量增加，但飛灰和爐渣的量也增加了，最終在 煙囪氣、飛灰和爐渣中各重金屬元素、As和Se的變化不大。污染物質(zhì)量濃度提升100倍、摻燒量 為10%，預(yù)測灰渣中各污染物的質(zhì)量濃度增至摻 燒試驗工況的2.4~5.5倍，元素Cd的質(zhì)量濃度變化最大。

飛灰、爐渣作為重要的建材原料，雖然在《用于水泥和混凝土中的粉煤灰》（GBT 1596—2017）標(biāo)準(zhǔn)中尚無關(guān)于重金屬的相關(guān)要求，但也應(yīng)根據(jù)飛 灰的重金屬總量、水泥產(chǎn)品在特定的應(yīng)用環(huán)境下重金屬的生物有效性和浸出毒性等進行綜合評定，降低環(huán)境風(fēng)險。

為了將環(huán)境風(fēng)險降至最低且不影響灰渣的綜合利用，應(yīng)采取以下措施：1）對入廠污泥、煤粉和煙囪氣中污染物含量定期檢測等風(fēng)險管控措施；2）建立起污染物含量與摻燒比例的定量關(guān)系，確定某種污泥的最大摻燒比例或入爐污泥污染物含量限值；3）定期定量分析灰渣中污染物含量，保證飛灰等產(chǎn)品的綜合利用不會造成環(huán)境影響。

3 結(jié) 論

1）摻燒1%污泥沒有顯著改變飛灰、爐渣、煙囪氣和脫硫石膏中重金屬、As和Se的質(zhì)量濃度和在各輸出物質(zhì)中的質(zhì)量分配比例。煙氣中Hg質(zhì)量濃度低于《火電廠大氣污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB 13223—2011）中規(guī)定的排放限值0.03 mg/m3。

2）煤和污泥摻燒后，絕大部分痕量元素轉(zhuǎn)移至飛灰和爐渣中；揮發(fā)性元素在脫硫石膏中的富集比率明顯高于非揮發(fā)性元素，揮發(fā)性最強的Hg約有30%被脫硫系統(tǒng)捕集。

3）將所研究的污泥摻燒量提升至10%、污染物質(zhì)量濃度提升至100倍，預(yù)測Hg的大氣排放增加至0.003 7 mg/m3，仍滿足相關(guān)要求。由于污泥成分復(fù)雜多變及脫水工藝優(yōu)化使入廠污泥含水率降低，在確定摻燒比例時仍應(yīng)需考慮重金屬輸入量增加帶來的環(huán)境風(fēng)險。應(yīng)定期對入爐污泥、煤粉和煙囪氣中的重金屬、As和Se的含量進行監(jiān)測。