Technological conditions of mercury content reduction in hard coal based on the rom coal from several polish collieries

• Autorzy: Pyka I. , Wierzchowski K.

Warianty tytułu

PL

Technologiczne uwarunkowania obniżenia zawartości rtęci w węglu kamiennym na przykładzie urobku z kilku polskich kopalń

• Języki publikacji: EN

Abstrakty

EN

Mercury as well as most of its compounds is highly toxic and their presence in the natural environment is considered pollution. The mercury emissions to the atmosphere on a global scale amount to around from 5000 metric tonnes a year to 7000 metric tonnes a year. These estimates are subject to considerable uncertainty. Three main sources of mercury emission to the atmosphere are distinguished: anthropogenic emissions, natural emissions (volcanic activity, erosion) and reemission. The dominating anthropogenic mercury emission source is the combustion of fossil fuels mainly coals. The estimates show that the utilization of coal consists from around 65 - 75% of the anthropogenic mercury emissions to the atmosphere on global scale. The available data and prognostics show however, that the mercury emissions in highly developed countries, also those resulting from coal utilisation are decreasing. The chemism of mercury occurrence in coal is complex. Generally it is considered that mercury in coal occurs in two basic forms: bound with pyrites and other sulphates and in binding with organic matter of coal. Defining the form and tendency of mercury distribution in coal is very important from technological and environmental point of view. In literature one can find opinions that mercury in coal occurs only in the heavy fractions and that around 47% of mercury is bound in the form of inorganic compounds. The estimates also are that the degree to which mercury can be removed in cleaning processes is rather small and reaches up to 30% of the mercury quantity in raw coal. The reduction potential of mercury content in coal in Poland via the cleaning processes is not well known and not fully utilized due to the fact that Polish electricity and heat generation sector burns large amounts of uncleaned coal. GUS data show that the estimated, total level of anthropogenic emission of mercury to the atmosphere in Poland has decreased between 1990 and 2000 by around 40% and since 2002 the emission of this pollutant stays at the level of 20 metric tones a year. Coal combustion in the electricity and heat generation sector and its utilisation in other industries are responsible for over 90% of mercury emissions in Poland. There are 5 basic "technical" methods of reducing the anthropogenic mercury emissions into air during coal combustion processes. These are: the pre-combustion cleaning of coal, improving the boiler's efficiency, decreasing emissions through applying the best available technologies of NOx, SO2 and dust accompanied by mercury removal from flue gases as the so-called "accompanying effect". Other such methods are applying special techniques of mercury removal from flue gasses, as well as fuel switching to fuels with smaller mercury content. The "accompanying effect" plays a significant role in decreasing the mercury emissions to air during coal combustion. The mercury emission can be thus decreased even by over 80% in the result of applying standard, modern techniques of limiting other pollutants from power plants. In the article the mercury content in several Polish hard coals from the point of view of coal preparation technologies has been analysed. The determinations of mercury content have been "imposed" on basic technological analyses of raw coal. The target of the research was the analysis of the theoretical potential of mercury reduction in coal in its utilisation processes as the result of decreasing the mercury content in Polish hard coal applying preparation techniques. The analysed coals came from 5 hard coal mines. In three of the cases this was the raw coal in its full grain size range, the samples of which were of 6-8 metric tonnes mass. The raw coal has been subjected to size analysis and narrow size fractions have been allocated. The allocated size fractions have been subjected to fl oat and sink analysis. In the allocated size fractions and density fractions the mercury content has been determined. The authors additionally use the term "mercury quantity". The mercury quantity has been defined as the result of multiplication of the content of the given size (density) fractions and the mercury content in these fractions. The sum of such results for full size analyses (the full range of grain density) divided by 100 gives the weighted average of mercury content in raw coal (smalls) or size fractions subject to fl oat and sink analysis. This data shows that average mercury content in raw hard coals which have been analysed fits the range between 130-240 ppb. Together with the decrease in the size fraction in several of the analysed coals the mercury content shows a growing tendency. Generally, a considerable variation in the mercury content in the defined size fractions can be observed and there lack unequivocal, equal for all analysed coals, mercury content distribution tendencies in raw coal in function of size distribution. Size fractions as well as mercury quantity distribution within those classes have been presented. The distribution of mercury quantity is different for each analysed raw coal. Table 3 contains the results of fl oat and sink analyses and mercury content determinations in separated density fractions, together with the results of the calculations of cumulative mercury content in cumulated fractions, starting with the fraction with the smallest density. This allows evaluating the quality of potential products of cleaning after taking the given density as the separation density in the cleaning process. In the case of most of the conducted fl oat and sink analyses a similar distribution of mercury content in the function of grain density can be observed. The smallest mercury content characterises the light fractions, the maximum mercury content occurs in the fractions with intermediate density. In case of the +20 mm size fractions 40-70% of mercury quantity can be removed depending on the colliery. The mercury content in concentrates will theoretically reach from 90 ppb to around 150 ppb. At present the potential of removing mercury from raw coal in these size fractions is already fully used because in all hard coal mines the total amount of raw coal with the grain size above 20 mm is cleaned. The quantity of the removable mercury in the case of raw smalls is as a rule smaller but still significant and fluctuates in the range between 25-45%. In case of the finest coal of size fractions between 0.5 - 0.045 mm in the cleaning processes large amounts of mercury quantity contained in them can be removed - from around 30% to over 70% of mercury quantity. The mercury content in the finest coal concentrates will theoretically equal from 70 ppb to around 370 ppb. In the reality of Polish hard coal mines, in the case of smalls and the finest coal, the potential of mercury removal in the cleaning processes is not fully exploited due to the fact that a large part of the fine coal assortment (smalls) is used "raw". Broadening the cleaning of raw coal on the total amount of steam smalls, apart from improving the basic quality parameters of traded coals, will also additionally decrease the mercury content in them. Unfortunately, this potential must be recognised separately for each raw coal coming from the given colliery. The data presented in this article shows that formulating profound generalisations and models of mercury distribution in raw coals in Poland would be subject to too large mistakes.

PL

Rtęć oraz większość jej związków są silnie toksyczne, a jej obecność w środowisku naturalnym jest uważana za zanieczyszczenie. Emisje rtęci do atmosfery, w skali świata, ocenia się na od około 5000 t/rok do około 7000 t/rok. Oceny te są obarczone dużą niepewnością. Wyróżnia się trzy główne grupy źródeł emisji rtęci do atmosfery: emisja antropogeniczna, emisja naturalna (aktywność wulkaniczna, wietrzenie skał), i reemisja. Dominującym antropogenicznym źródłem emisji rtęci do atmosfery jest spalanie paliw kopalnych. Szacuje się, że wykorzystanie węgla odpowiada za około 65%-75% antropogenicznej emisji rtęci do atmosfery w skali świata. Dostępne dane i istniejące prognozy świadczą jednak, że emisje rtęci w krajach wysoko rozwiniętych, również te spowodowane użytkowaniem węgla zmniejszają się. Chemizm występowania rtęci w węglu jest skomplikowany. Generalnie uważa się, że rtęć w węglu występuje w dwóch podstawowych formach: związanej z pirytami i innymi siarczkami oraz w powiązaniu z materią organiczną węgla. Określenie form i sposobu rozkładu rtęci w węglu jest bardzo istotne z punktu widzenia technologicznego i środowiskowego. W literaturze można spotkać stwierdzenia, że rtęć występuje w węglu głównie we frakcjach ciężkich oraz, że około 47 % rtęci związane jest w postaci związków nieorganicznych. Szacuje się, że stopień usuwania rtęci w procesach wzbogacania jest raczej mały i sięga do 30% ilości rtęci zawartej w węglu surowym. Potencjał redukcji zawartości rtęci w węglu w Polsce na drodze wzbogacania węgla jest mało poznany i niewykorzystany z uwagi na spalanie w polskiej elektroenergetyce dużych ilości węgla niewzbogaconego. Z danych GUS wynika, że szacowany, całkowity poziom antropogenicznej emisji rtęci do atmosfery w Polsce zmniejszył się między rokiem 1990 a rokiem 2000 o około 40% i od 2002 roku emisja tego zanieczyszczenia utrzymuje się na poziomie około 20 Mg rocznie. Spalanie węgla w energetyce i wykorzystanie go w innych przemysłach jest odpowiedzialne za ponad 90% emisji rtęci w Polsce. Istnieje pięć podstawowych "technicznych" sposobów zmniejszania antropogenicznej emisji rtęci do atmosfery podczas procesów spalania węgla. Są to wstępne oczyszczanie węgla, poprawa sprawności bloków energetycznych, zmniejszanie emisji podczas stosowania najlepszych dostępnych technik kontroli emisji NOx, SO2, i pyłów, czemu towarzyszy usuwanie rtęci ze spalin, jako tzw. "efekt towarzyszący". Innymi sposobami jest stosowanie specjalnych technik usuwania rtęci ze spalin, oraz zmiana paliwa na paliwo o mniejszej zawartości rtęci. "Efekt towarzyszący" odgrywa znaczącą rolę w zmniejszaniu emisji rtęci do atmosfery podczas spalania węgla. Ocenia się, że emisja rtęci może być zmniejszona, nawet o ponad 80% w wyniku stosowania standardowych, nowoczesnych technik ograniczania emisji innych zanieczyszczeń z elektrowni. W artykule szczegółowo analizowano zawartości rtęci w kilku polskich węglach kamiennych z punktu widzenia technologii przeróbki węgla. Oznaczenia zawartości rtęci "nałożono" na podstawowe badania technologiczne węgla surowego. Celem badań była analiza teoretycznego potencjału redukcji emisji rtęci w procesach jego wykorzystania, jako wynik zmniejszania zawartości rtęci w polskim węglu kamiennym na drodze przeróbki węgla. Badane węgle pochodziły z 5 kopalń węgla kamiennego. W trzech wypadkach był to urobek surowy w pełnym zakresie jego uziarnienia, którego próbki miały masę 6-8 Mg. Węgiel surowy został poddany analizie ziarnowej z wydzieleniem wąskich klas ziarnowych. Wydzielone klasy ziarnowe urobku surowego poddano analizom gęstościowym. W wydzielonych klasach ziarnowych i frakcjach gęstościowych oznaczono między innymi zawartość rtęci. Autorzy posługują się pojęciem "ilość rtęci", zdefiniowanym, jako iloczyn zawartości danej klasy ziarnowej (frakcji gęstościowej) i zawartości rtęci w tej klasie (frakcji). Suma takich iloczynów dla pełnego uziarnienia podzielona przez 100 daje wartość średnią ważoną zawartości rtęci w urobku (miale) surowym lub klasie ziarnowej. Z uzyskanych danych wynika, że średnia zawartość rtęci w surowych węglach kamiennych, które poddano badaniom, mieści się w przedziale 130-240 ppb. Wraz ze zmniejszaniem się wielkości ziarn w kilku badanych węglach zawartość rtęci wykazuje tendencję wzrostową. Generalnie obserwujemy znaczną zmienność zawartości rtęci w wydzielonych klasach ziarnowych i brak jednoznacznych, jednakowych dla wszystkich badanych węgli, tendencji rozkładu zawartości rtęci w węglu surowym w funkcji uziarnienia. Ilości rtęci rozkłada się inaczej w każdym badanym węglu surowym. W tabeli 3 i na rysunkach 10-14 zamieszczono wyniki analiz gęstościowych i oznaczeń zawartości rtęci w wydzielonych frakcjach gęstościowych. W tabeli 3 zamieszczono również wyniki obliczeń skumulowanej zawartość rtęci w kumulowanych frakcjach, zaczynając od frakcji o najmniejszej gęstości. Pozwala to ocenić jakość potencjalnych produktów wzbogacania po przyjęciu danej gęstości jako gęstości rozdziału w procesie wzbogacania. W wypadku większości wykonanych analiz gęstościowych obserwuje się podobny rozkład zawartości rtęci w funkcji gęstości ziarn. Najmniejsze zawartości rtęci przypadają na frakcje lekkie, maksimum zawartości rtęci przypada na frakcje o pośredniej gęstości, a we frakcjach ciężkich zaznacza się spadek zawartości rtęci w porównaniu z frakcjami o pośredniej gęstości. W przypadku klas ziarnowych +20 mm można usunąć 40-75% ilości rtęci w zależności od kopalni. Zawartość rtęci w koncentratach będzie wynosiła teoretycznie od 90 ppb do około 150 ppb. Potencjał usunięcia rtęci z urobku surowego w tych klasach ziarnowych jest już obecnie w pełni wykorzystany, gdyż we wszystkich kopalniach całość urobku o wielkości ziarn powyżej 20 mm poddaje się wzbogacaniu. Ilość możliwej do usunięcia rtęci z miałów o uziarnieniu 20(30) - 0,5 mm jest z reguły mniejsza i waha się w przedziale 25-45%. W wypadku mułów o uziarnieniu 0,5 - 0,045 mm w procesach wzbogacania można usunąć od około 30-70% ilości rtęci. Zawartość rtęci w koncentratach mułowych będzie wynosiła teoretycznie od 70-370 ppb. W warunkach polskich, potencjał usunięcia rtęci w procesach wzbogacania miałów i mułów nie jest w pełni wykorzystany, gdyż duża część sortymentów miałowych jest użytkowana "na surowo". Rozszerzenie wzbogacania urobku surowego na całość miałów, oprócz poprawy podstawowych parametrów jakościowych węgli handlowych, prowadzić będzie do zmniejszenia zawartości w nich rtęci. Potencjał ten musi być rozpoznawany odrębnie w stosunku do węgli, pochodzących z różnych kopalń. Prezentowane w artykule dane świadczą, że formułowanie daleko idących uogólnień i modeli rozkładu rtęci w węglach surowym byłoby obarczone zbyt dużymi błędami.

Słowa kluczowe

EN

hard coal; mercury in coal; coal cleaning; mercury emissions

PL

węgiel kamienny; zawartość rtęci w węglu; wzbogacanie węgla; emisja rtęci

• Wydawca: Instytut Mechaniki Górotworu PAN
• Czasopismo: Archives of Mining Sciences
• Rocznik: 2010
• Tom: Vol. 55, no 2
• Strony: 347--369
• Opis fizyczny: Bibliogr. 42 poz., tab., wykr.

Twórcy

autor

Pyka I.

autor

Wierzchowski K.

• Central Mining Institute, Pl. Gwarków 1, 40-166 Katowice, Poland

Bibliografia

• Agarwal R.P., 2006. Lead, Cadmium & Mercury: Global Heavy Metals Pollutants. IFCS Forum V Side Meeting on Heavy Metals, Budapest, Hungary.
• Aleksa H., Dyduch F., Wierzchowski K., 2007. Chlor i rtęć w węglu i możliwość ich obniżenia metodami przeróbki mechanicznej. Górnictwo i Geoinżynieria, Rok 31, Zeszyt 3/1, 35-48.
• Bojarska K., 2006. Concentration of mercury in Polish hard coals. MEC3 – Mercury Emissions from Coal, Third International Expert’s Workshop. Katowice, Poland, June 5-7.
• Canada-wide standards for mercury emissions from coal-fired electric power generation plants, 2006. Endorsed by CCME Council of Ministers, October 11, www.ccme.ca).
• Changing Emissions and Global Mercury Cycling. GEOSChem User’s Meeting, April 8th, 2009.
• Chen L. Chen L; Duan YF; Zhuo YQ; Yang LG; Zhang L; Yang XH; Yao Q; Jiang YM; Xu XC., 2007. Merkury transformation cross particulate control devices in six Power plant sof China: The co-effect of chlorine and ash composition. Fuel, Nr 86, 603-610.
• Dronen L.C., Moore A.E., Kozliak E.I., Seames W.S., 2004. An assessment of acid wash and bioleaching pre-treating options to remove mercury from coal. Fuel, Vol 83, 181-186.
• Dίaz-Somoano M., Unterberger S., Hein K.R.G., 2007. Mercury emission control in coal-fired plants: The role of wet scrubbers. Fuel Processing Technology. Nr 88, 259-263.
• Działalność statutowa GIG, 2000-2008. Prace niepublikowane.
• Gale Th. K., Lani B.W., Offen G.R., 2008. Mechanisms governing the fate of mercury in coal-fired power systems. Fuel Processing Technology, Vol 89, 139-151.
• Global Use and Release of Mercury. United nations Environment Programme Mercury Workshop, Doha, Tuatar 16-18 June, 2008, http://www.chem.unep.ch
• Głodek A., Pacyna J.M., 2007. Możliwości redukcji emisji rtęci ze spalania węgla. Ochrona Powietrza i Problemy Odpadów. Vol. 41, nr 2, 53-63.
• IEA Statistics, www.iea.org/Textbase/stats/coaldata
• Jabłońska-Firek B., 1996. Racjonalny zakres wzbogacania węgla w aspekcie makroekonomicznym. Archiwum Górnictwa, nr 1, 131-147.
• Johnson M.L, Hoi-Yi L., Wortman D., 2008. Preventing mercury emissions from coal-fired power plants Rusing environmentally preferable coal purchasing practices. Journal of Cleaner Production. Vol. 16, 716-721.
• Kabata-Pendias A., Pendias H., 1999. Biochemia pierwiastków śladowych. PWN, Warszawa.
• Kessels J., 2008. Economic instruments and clean coal Technologies. IEA Clean Coal Centre, CCC/142.
• Komunikat Komisji do Rady Europejskiej i Parlamentu Europejskiego. Strategia Wspólnoty w zakresie rtęci. COM (2005) 20 końcowy, http://eur-lex.europa.eu
• Lorenz U., Grudziński Z., 2007. Zawartość rtęci jako potencjalny czynnik ograniczający wartość użytkową węgla kamiennego i brunatnego. Górnictwo i Geoinżynieria. Rok 31, Zeszyt 3/1, 335-349.
• Mercury emissions from coal-fired power plants. The case for regulatory actions. NESCAUM-Notheast States for Coordinated Air Use Management. NESCAUM 2003.
• Nycz. R., 2000. Aktualny stan przeróbki węgla kamiennego w Polsce. Inżynieria Mineralna, 2.
• Ochrona Środowiska, 2008. Informacje i opracowania statystyczne. GUS, Warszawa.
• Olkuski T., 2007. Porównanie zawartości rtęci w węglach polskich i amerykańskich. Polityka Energetyczna, Tom 10, Zeszyt specjalny 2, 603-611.
• Pacyna J.M., Pacyna E.G., 2006. Mercury Strategy Development in the EU and UN; Current global emissions and their scenarios. MEC3 – Mercury Emissions from Coal, Third International Expert’s Workshop. Katowice, Poland, June 5-7.
• Panasiuk D., Głodek A., Piątek R., Pacyna E., 2007. Scenariusze emisji metali ciężkich, dioksyn i PCB w Europie do 2020 roku. Ecological Chemistry and Engineering. Tom 14, Nr S4, 505-514.
• Pavlish J.H., 2006. Understanding Mercury Speciation, Variability, and Operational Impacts on Mercury Control. 8th International Conference on Mercury as a Global Pollutant, Special Session: Understanding and Controlling Merkury Emissions from Coal-Fired Power Plants. Madison, Wisconsin.
• Pavlish, J.H., Sondreal, E.A., Mann, M.D., Olson, E.S., Galbreath, K.C., Laudal D.L., Benson S.A., 2003. Status review of mercury control options for coal-fi red power plants. Fuel Processing Technology 82, 89-165.
• Polityka Energetyczna Polski do 2030., 2009.
• Schierow L-J., 2004. Mercury in the Environment: Sources and Health Risks. CRS Report for Congress.
• Sloss L.L., 2003. Trends in Emission standards. IEA Clean Coal Centre, CCC/77 książka
• Sloss L.L., 2008. Economics of mercury control. IEA Clean Coal Centre, CCC/134.
• Smoliński, A., 2007. Energetyczne wykorzystanie węgla źródłem emisji rtęci – porównanie zawartości tego pierwiastka w węglach. Ochrona Powietrza i Problemy Odpadów. Vol. 41, nr 2, 45-53.
• Staisz J., Pasoń-Konieczyńska A., Konieczyński J., 2000. Wstępna ocena emisji pierwiastków śladowych w wyniku spalania węgla kamiennego. Archiwum Ochrony Środowiska. Vol. 26, Nr 1, 7-20.
• Sung J.L., Seo Y., Jang H., Park K., Baek J., An H., Song K., 2006. Speciation and mass distribution of mercury In a bituminous coal-fi red power plant. Atmospheric Environment, Vol. 40, 2215-2224.
• Tokarski S., Janikowski J., 2004. Problemy z rtęcią. Koncern (Gazeta Południowego Koncernu Energetycznego S.A.) 8, 11.
• Toole-O’Neil B., Tewalt S.J., Finkelman R.B., Akers D.J., 1999. Mercury concentration in coal–unraveling the puzzle. Fuel, Vol. 78, 47-54.
• United Nations Environment Programme (ENAP)., 2008. The Global Atmospheric Mercury Assessment: Sources, Emissions and Transport. Geneva, Switzerland, http://www.chem.unep.ch
• Unsworth J.F, Barrat D.J., Roberts P.T., 1991. Coal quality and combustion performance - an international perspective. Coal Science and Technology 19, Elsevier, London.
• Wojnar K., Wisz J., 2006. Rtęć w polskiej energetyce. Energetyka, 4, 280-283.
• www.unep.org
• Yokoyama, T., Asakuraa K., Matsuda H., Ito S., Noda N., 2000. Mercury emissions from a coal-fi red power plant In Japan. The Science of the Total Environment, Nr 259, 97-103.
• Yudovich Ya.E., Ketris M.P., 2005. Mercury in coal: a review Part 2. Coal use and environmental problems. International Journal of Coal Geology. Vol. 62, 135-165.