日本一道一区二区视频,国产午夜亚洲精品国产成人,国产精品国产三级国产av主播 ,99热久久这里只精品国产99,99热久久这里只精品国产99

摘 要：脫硫廢水處理是燃煤電廠深度節(jié)水的難點之一。在討論石灰石–石膏濕法脫硫廢水特點的同時，介紹了包括三聯(lián)箱處理法、膜處理法、熱處理法及電解處理法在內(nèi)的國內(nèi)外典型脫硫廢水處理技術(shù)，指出高效規(guī)?；拿摿驈U水處理技術(shù)應(yīng)是包括預(yù)處理、濃縮和資源化等過程的系統(tǒng)集成技術(shù)。預(yù)處理對溶解態(tài)鈣鎂離子、膠體顆粒物和無機垢成分的脫除起著至關(guān)重要的作用，可以避免濃縮及資源化過程中因濾膜極化、濾膜污染、換熱設(shè)備結(jié)垢、電解槽電阻增大等現(xiàn)象造成的膜滲透通量下降、傳熱及電解效率降低等問題。建議從降濁和軟化的角度強化三聯(lián)箱法的預(yù)處理水平，為后續(xù)零排放處理創(chuàng)造條件。

關(guān)鍵詞：燃煤電廠；深度節(jié)水；脫硫廢水；預(yù)處理；三聯(lián)箱法；零排放

（來源：《中國電力》 作者：聶向欣，鄭宗明，崔孝洋 ，陸強，董長青，趙錦）

0 引言

石灰石–石膏濕法脫硫（以下簡稱濕法脫硫）廢水水質(zhì)很差，是燃煤電廠最難治理的末端廢水。隨著國家發(fā)展和改革委員會、國家能源局制定的《電力發(fā)展“十三五”規(guī)劃（2016—2020年）》和環(huán)境保護部 2017 年 第 1 號公告《火電廠污染防治技術(shù)政策》的施行，加快落實深度節(jié)水和廢水零排放已成為燃煤電廠的必然選擇 [1] 。本文從濕法脫硫廢水的形成機理出發(fā)，討論脫硫廢水特點，介紹當(dāng)前國內(nèi)外典型的脫硫廢水處理技術(shù)，探索脫硫廢水減排和資源化的利用方向及關(guān)鍵因素。

1 脫硫廢水的形成機理與特點

脫硫塔內(nèi)除了發(fā)生脫硫劑與硫氧化物的反應(yīng)，還伴隨著脫硫漿液對氟、氯及金屬的吸收，這會逐漸使離子富集，進而引發(fā)包括吸收塔腐蝕，石灰石溶解性能降低，石膏含水率增加及其

脫水難度增大等一系列問題。要維持脫硫系統(tǒng)性能，需外排一定量的濃漿液。脫硫漿液中氯質(zhì)量濃度（氯度）通常被作為漿液外排的指標，其極限水平在 12 000~35 000 mg/L 之間 [2-3] 。外排的漿液中含有大量的石膏顆粒，需要對其進行液固分離，分離后的液相便是脫硫廢水。脫硫廢水成分的影響因素較多，包括鍋爐負荷、煤種及其燃燒方式、脫硝催化劑、脫硫劑及補充水成分等。各因素的交互或非交互作用導(dǎo)致脫硫漿液成分波動，也使脫硫廢水的水質(zhì)狀態(tài)持續(xù)變化，其主要特點為：

（1）脫硫系統(tǒng)排水量由機組容量和漿液氯質(zhì)量濃度決定,一般為 5~20 m 3 /h。（2）水質(zhì)呈弱酸性，pH 值為 4~6。（3）含有懸浮物、重金屬、氟化物、化學(xué)需氧量（COD）及硒酸鹽等多種污染物；懸浮物以石膏、飛灰以及脫硫劑中的不溶物為主；重金屬以汞、鎘、鎳的超標頻率最多。

文獻[4-6]的研究結(jié)果表明：脫硫廢水中的 COD主要由還原態(tài)的無機物連二硫酸鹽引起。煤燃燒生成硒總量的 10%~15% 會遷移到脫硫廢水中，受水的酸堿度和活度的影響，硒在脫硫廢水中的價態(tài)以+6 價（SeO 4 2– ）為主；脫硫過程經(jīng)常會用二元酸（DBA）來增強石灰的活性，然而，DBA 連同可能的 S 2 O 8 2– 會抑制 SeO 4 2– 的還原，加劇硒在水中的毒性。脫硫廢水的硬度大，氯含量高，溶解性總固形物（TDS）質(zhì)量濃度可達 60 000 mg/L [7] 。

2 脫硫廢水處理技術(shù)

2.1 達標排放技術(shù)

達標排放是使出水水質(zhì)達到《污水綜合排放標準》（GB 8978—1996）的指標要求，典型的處理方式為沉淀法（也稱三聯(lián)箱法），包括中和、絮凝、澄清等過程。中和過程主要實現(xiàn)硫酸鈣的脫飽和，重金屬的脫除、除氟、降濁和一定程度的軟化。絮凝的目的是使細小的顆粒聚集成絮凝體，以利于澄清。三聯(lián)箱法的優(yōu)點是適應(yīng)性強，其缺點在于：（1）某些離子脫除后的剩余濃度和理論值存在差異，不符合溶度積規(guī)律；（2）對高價態(tài)硒的去除率不高（為加強脫硒效果，可在三聯(lián)箱之后設(shè)置生物處理法）；（3）軟化程度不高；（4）不能顯著減少廢水的鹽度。

2.2 深度處理技術(shù)

脫硫廢水末端資源化常依靠熱法或電解技術(shù)實現(xiàn)，但是脫硫廢水流量大，若單純對其進行熱處理，不但能耗高，而且如果采用煙氣蒸發(fā)廢水技術(shù)，過多的水分還可能使煙溫下降至低于酸露點。因此，需利用膜技術(shù)對廢水進行減量濃縮 [8] 。

2.2.1 反滲透

半透膜的親水作用，使反滲透幾乎只允許水分子通過，因而其具有較強的濃縮性能，但是，反滲透膜對給水成分比較敏感。文獻[9]指出，反滲透給水要盡量滿足如下要求：pH 值=7.0~9.0；濁度小于 1 NTU；總硬度（以 CaCO 3 計）質(zhì)量濃度小于 5 mg/L；濾阻指數(shù) SDI 小于 4。文獻[10]所述的高效反滲透，實質(zhì)上就是預(yù)處理基礎(chǔ)上進行的反滲透水處理過程：先通過軟化工藝對脫硫廢水除硬，然后脫氣去除水中的 CO 2 ，并加堿使廢水的 pH 值維持在一定范圍內(nèi)，該法可使反滲透的回收率達到 95%。

2.2.2 正滲透、膜蒸餾

獨立的汲取液體系是正滲透的核心，其功能是將原水中的水分子進行牽引。正滲透較反滲透的優(yōu)勢主要是：（1）正滲透對 TDS 濃度高的廢水適應(yīng)性更強，一般來說，反滲透適合處理 TDS質(zhì)量濃度在 35 000~47 000 mg/L 的廢水，超過這個極限時，受運行壓力的影響，膜污染的程度會隨之增加；（2）正滲透的濃縮度更大；（3）正滲透的耗能低，其耗能主要集中在汲取液的回收上，而非像反滲透一樣集中在壓力驅(qū)動上。

低滲透通量是制約正滲透發(fā)展的一個因素。

理論上，如果采用高滲透壓的汲取液，可以使正滲透實現(xiàn)比反滲透更大的水通量，然而實際通量卻遠遠小于預(yù)期值，一般只有 8~10 L/(m 2 ·h) [11] ，這是由內(nèi)濃差極化現(xiàn)象造成的。正滲透膜多孔支撐層上的污垢（鹽垢、特別是硅垢和氫氧化鎂堿性垢）積聚是內(nèi)濃差極化產(chǎn)生的主要原因 [12] ；同時，受離子半徑的影響，廢水中溶解態(tài)的鈣鎂離子發(fā)生擴散時，也容易加重內(nèi)濃差極化 [13-14] 。

膜蒸餾在處理高濃度 TDS 廢水時也具有和正滲透相似的特性，雖然其具備處理 TDS 質(zhì)量濃度大于 35 000 mg/L 高鹽廢水的能力，但是其滲透通量也非常低。文獻[15]以 0.5 mol 的 NaCl 溶液為給料液，在溫度為 20~50 ℃ 的實驗條件下對膜蒸餾和正滲透的水通量進行研究，結(jié)果表明，膜蒸餾的通量比正滲透還低近 25%。文獻[16]在對脫硫廢水進行膜蒸餾處理時發(fā)現(xiàn)，即使在有利的運行溫度范圍內(nèi)（69~80 ℃），膜蒸餾的產(chǎn)水量最多也未超過 600 L/h。膜蒸餾通量低還體現(xiàn)在其通量于短時間內(nèi)會呈現(xiàn)急劇下降的趨勢，其主要由溫差極化的變化引起，溫差極化改變時，膜表面就會產(chǎn)生額外的熱阻，進而使整個膜蒸餾過程的傳熱系數(shù)降低 [17] ，廢水中的垢類物質(zhì)是引起該變化的主要原因，尤其是碳酸鈣，文獻[18]發(fā)現(xiàn)，在 2 天時間內(nèi)，由碳酸鈣引發(fā)的膜蒸餾水通量降低可達66%。

2.2.3 電滲析、納濾

電滲析在脫硫廢水處理中通常只作為預(yù)濃縮手段使用，這是因為電滲析在一定的給水鹽度內(nèi)（TDS 質(zhì)量濃度小于 10 000 mg/L）才具有良好的成本效益，電滲析易發(fā)生極化，是指離子在膜內(nèi)的遷移速度大于其在溶液中的遷移速度，導(dǎo)致膜兩側(cè)的界面處出現(xiàn)濃差擴散，當(dāng)濃差擴散滿足不了操作電流的需要時，外加電壓就會強迫水發(fā)生解離。極化行為會使能耗過多地消耗在水的解離上，從而使電流效率下降。廢水中鹽垢、膠體顆粒物會加重極化行為，引起膜堆電阻急劇上升，使電滲析的選擇性下降。納濾也具備一定的脫鹽能力，只不過其濃縮作用主要體現(xiàn)在對二價離子的選擇性截留上，這種特性和電滲析有相似之處，因此其也常常應(yīng)用于分鹽工藝的預(yù)濃縮上。

2.3 零排放技術(shù)

脫硫廢水零排放需采用多種技術(shù)實現(xiàn)，其中的末端技術(shù)是以資源化為主，可通過熱法蒸發(fā)或電解技術(shù)實現(xiàn)，本文也暫且將這 2 種方法片面定義為零排放技術(shù)。

2.3.1 蒸發(fā)結(jié)晶

蒸發(fā)結(jié)晶側(cè)重于鹽硝分離，蒸發(fā)段以多效蒸發(fā)和機械蒸汽再壓縮 2 種技術(shù)為主。多效蒸發(fā)基于沸騰和冷凝的雙側(cè)相變傳熱，傳熱系數(shù)較高，且相較于多級閃蒸，其動力消耗少。其原因是前者產(chǎn)淡水過程主要依靠含鹽水吸收顯熱，而潛熱遠大于顯熱，即產(chǎn)生相同量的淡水，閃蒸過程需要的水循環(huán)量要比多效蒸發(fā)大得多 [19] 。機械蒸汽再壓縮技術(shù)的優(yōu)勢體現(xiàn)在能耗上，是因為其利用了壓縮機，理論上只需要在啟動階段提供定量的蒸汽。

2.3.2 煙道氣蒸發(fā)

煙道蒸發(fā)技術(shù)是采用高溫?zé)煹罋鈱γ摿驈U水進行蒸發(fā)熱處理的方法。首先，利用布置在煙道固定段的噴嘴將脫硫廢水霧化，之后煙道內(nèi)的高溫?zé)煔鈺㈧F化后的液滴蒸發(fā)，蒸發(fā)后產(chǎn)生的固體顆粒最終隨粉塵一起被除塵器捕捉。噴霧干燥是另外一種利用煙道氣熱量實現(xiàn)脫硫廢水蒸發(fā)的處理技術(shù)，相比于煙道蒸發(fā)直接將廢水打入煙道，該法的主要特點在于將廢水和熱煙氣輸送到一個單獨的噴霧干燥塔進行蒸發(fā)。相比于煙道蒸發(fā)，其主要優(yōu)勢在于：（1）獨立的噴霧干燥塔有效增加了水滴和煙氣的接觸時間，減少了固體在煙道沉積的可能性，同時也使噴嘴的運行更加穩(wěn)定；（2）可以利用空氣預(yù)熱器上游的煙氣，顯著減少煙氣量；（3）蒸發(fā)更容易控制。

結(jié)垢是熱法處理廢水中的一個不可避免的問題，這是因為設(shè)備界面換熱的結(jié)垢系數(shù)會隨著溫度的升高而增大 [20] ，對脫硫廢水而言，該問題更為突出：

（1）加熱過程，水中 CO 2 溶解度降低，pH 值增大，廢水中的堿性垢析出；

（2）同離子效應(yīng)會增強硫酸鹽的“鹽析效應(yīng)”，加快硫酸鈣垢的析出；

（3）對于煙道氣蒸發(fā)技術(shù)，廢水中的氯化鈣會在蒸發(fā)過程中逐漸析出，隨后與飛灰混合時發(fā)生潮解，嚴重影響殘留固體在煙道內(nèi)的流動性 [21] 。2.3.3 電解法對氯根的處理一直是脫硫廢水零排放中需要解決的關(guān)鍵問題，電解法是一種處理氯根的有效方式，利用電解槽陰陽兩極的還原和氧化反應(yīng)，將氯根轉(zhuǎn)化為次氯酸鹽或氯氣。電解法的缺點在于廢水中的鈣鎂離子會使電解發(fā)生副反應(yīng)，造成直流電耗增加、電解電流降低。因此，電解之前最好將溶液轉(zhuǎn)化為單一的氯化鈉溶液；同時，為了增強氯氣產(chǎn)率，還應(yīng)提高電流效率，并盡可能地將氯化鈉溶液濃縮 [22] 。

2.4 其他方法

鑒于技術(shù)特點和經(jīng)濟效益評價，上述某些技術(shù)的工程應(yīng)用還未得到肯定，只限于文獻報道或中試實驗，比如膜蒸餾、電滲析和電解法。近年來，針對脫硫廢水處理中的某些問題，國內(nèi)外學(xué)者也在嘗試用特定的方法去解決，其對今后技術(shù)的發(fā)展也具有借鑒意義。

作為排放標準中的第一類污染物，重金屬受到了許多關(guān)注，三聯(lián)箱法基本可以脫除重金屬，但是處理過程會產(chǎn)生大量的污泥，為了解決這個問題，文獻[23]等采用流化床對脫硫廢水中的重金屬進行脫除，該法不但對廢水中的鎳、鎘、鋅有較高的脫除率，而且經(jīng)該法處理后污泥產(chǎn)生量只是沉淀法的 25%。然而，該法對汞的脫除效果較差，為了對重金屬進行更為全面的脫除，文獻[24]

利用復(fù)合零價鐵材料對脫硫廢水進行處理，實驗表明，該法對包括汞在內(nèi)的所有重金屬的脫除率都大于 99%。文獻[25]還以水溶性殼聚糖對脫硫廢水中的錳和鋅進行脫除，該法的優(yōu)勢在于重金屬在處理時會形成容易沉淀分離的聚合物。電絮凝法也是近年興起的一種能有效處理含重金屬廢水的方法，該法利用電化學(xué)原理產(chǎn)生鐵或鋁的氫氧化物，其具有豐富的表面羥基，可以實現(xiàn)對水中膠體物質(zhì)的凝聚；同時，陰極處產(chǎn)生的氫氣具有氣浮作用，可以將凝聚的絮體上浮至溶液表面而易于分離。文獻[26]利用該法處理脫硫廢水，發(fā)現(xiàn)其不僅對眾多重金屬有較高的脫除能力，而且還可以有效控制廢水中的氟化物、懸浮物和 COD 含量。為了防止膜結(jié)垢，卡門漩渦膜技術(shù)（VGMS）和振動剪切膜技術(shù)（VSEP）已應(yīng)用到了脫硫廢水的處理中。VGMS 主要基于卡門渦街理論，利用旋轉(zhuǎn)刀片產(chǎn)生卡門漩渦來維持膜表面的湍流流動，因此具有較強的抗結(jié)垢性能；VSEP 主要基于葉素理論，圓盤在扭力彈簧的作用下反復(fù)振動，使膜表面的切線方向產(chǎn)生 10 倍于傳統(tǒng)錯流系統(tǒng)的剪切力，從而抑制垢的生成 [27] 。

3 結(jié)語

脫鹽是脫硫廢水零排放要求下燃煤電廠面臨的新問題，膜濃縮基礎(chǔ)上的資源化回用使脫硫廢水的深度脫鹽成為可能。然而，脫硫廢水成分復(fù)雜，鈣鎂離子、膠體顆粒物、無機垢成分的存在，會嚴重影響膜組件、熱處理和電解設(shè)備的運行，滲透通量是衡量膜性能的重要指標，上述成分會加重膜污染和極化（濃差極化、溫差極化）行為，使?jié)B透通量持續(xù)下降。熱處理設(shè)備結(jié)垢會導(dǎo)致傳熱效率降低，影響系統(tǒng)的穩(wěn)定運行，對于電解設(shè)備來說，鹽垢使電解槽有產(chǎn)生短路的危險。因此，為了實現(xiàn)高效脫鹽，需對脫硫廢水進行嚴格的預(yù)處理。脫硫廢水處理技術(shù)眾多，基于化學(xué)沉淀法的三聯(lián)箱處理技術(shù)是一種潛在的脫硫廢水預(yù)處理方式，既可降濁又可軟化，短期內(nèi)脫硫廢水的預(yù)處理方式可圍繞此法的優(yōu)化展開。

參考文獻：

張江濤, 曹紅梅, 董娟, 等. 火電廠廢水零排放技術(shù)路線比較及影響因素分析[J]. 中國電力, 2017, 50(6): 120–124.

ZHANG Jiangtao, CAO Hongmei, DONG Juan, et al. Comparison on the technical routes of zero liquid disge of fossil-fired power

plants and analysis on the influencing factors[J]. Electric Power,2017, 50(6): 120–124.

[1]HIGGINS T, GIVENS S, SANDY T, et al. FGD wastewater treatment still has a way to go[J]. Power Engineering-Barrington then Tulsa, 2008, 112(1): 68–70.

[2]HIGGINS T E, SANDY A T, GIVENS S W, et al. Flue gas desulfurization wastewater treatment primer[J]. Power, 2009, 153(3):40–43.

[3]蘭春鋒, 蘇清發(fā), 吳慕正. 美國電廠石灰石–石膏濕法脫硫廢水硒污染治理及對中國的啟示[J]. 電力科技與環(huán)保, 2013, 29(1): 59–62.

LAN Chunfeng, SU Qingfa, WU Muzheng. The US power plant wet limestone FGD selenium wastewater treatment control and its impli-cations for China[J]. Electric Power Technology and Environmental Protection, 2013, 29(1): 59–62.

[4]張勝寒, 孫晨皓, 陳玉強, 等. 燃煤電廠脫硫廢水中硒元素脫除技術(shù)研究進展[J]. 化工進展, 2017, 36(4): 1460–1469.

ZHANG Shenghan, SUN Chenhao, CHEN Yuqiang, et al. Research progress on selenium removal of FGD wastewater from coal-fired power plants[J]. Chemical Industry and Engineering Progress, 2017,36(4): 1460–1469.

[5]CóRDOBA P. Partitioning and speciation of selenium in wet [6]limestone flue gas desulphurisation (FGD) systems: a review[J]. Fuel,2017, 202: 184–195.

胡石, 丁邵峰, 樊兆世. 燃煤電廠脫硫廢水零排放工藝研究[J]. 潔凈煤技術(shù), 2015, 21(2): 129–133.

HU Shi, DING Shaofeng, FAN Zhaoshi. Zero release technology of desulfurization waste water in coal -fired power plant[J]. Clean Coal Technology, 2015, 21(2): 129–133.

[7]連坤宙, 陳景碩, 劉朝霞, 等. 火電廠脫硫廢水微濾、反滲透膜法深度處理試驗研究[J]. 中國電力, 2016, 49(2): 148–152.

LIAN Kunzhou, CHEN Jingshuo, LIU Zhaoxia, et al. Experimental study on the reduction treatment of desulfurization wastewater in power plants by membrane[J]. Electric Power, 2016, 49(2): 148–152.

[8]SHRIVASTAVA B K. Efficient management of reverse osmosis system in water treatment plant[J]. International Journal of Chemical Sciences, 2009, 7(3): 2047–2055.

[9]胡小武. 高效反滲透廢水處理工藝在電廠廢水零排放中的應(yīng)用[J].神華科技, 2011, 9(5): 92–96.HU Xiaowu. The application of high-efficient reverse osmosis

wastewater treatment in the zero-emission of power plan[J]. Shenhua Science and Technology, 2011, 9(5): 92–96.

[10]吳優(yōu)福, 劉捷, 海玉琰, 等. 超超臨界 1000 MW 機組脫硫廢水零排放技術(shù)[J]. 熱力發(fā)電, 2017, 46(5): 108–114.

WU Youfu, LIU Jie, HAI Yuyan, et al. Discussions on zero-disge technology of desulfurization wastewater for ultra supercri-tical units[J]. Thermal Power Generation, 2017, 46(5): 108–114.

[11]LUTCHMIAH K, VERLIEFDE A R, ROEST K, et al. Forward osmosis for application in wastewater treatment: a review[J]. Water Research, 2014, 58(3): 179–197.

[12]CATH T Y, CHILDRESS A E, ELIMELECH M. Forward osmosis:principles, applications and recent developments[J]. Journal of Membrane Science, 2006, 281(1/2): 70–87.

[13]ZOU S, GU Y, XIAO D. The role of physical and chemical parameters on forward osmosis membrane fouling during algae separation[J]. Journal of Membrane Science, 2011, 366(1/2):356–362.

[14]HUSNAIN T, MI B, TIFFAT R. A combined forward osmosis and membrane distillation system for sidestream treatment[J]. Journal of Water Resource and Protection, 2015, 7(14): 1111–1120.

[15]李竹梅, 王建強, 李永和, 等. 膜蒸餾技術(shù)在電廠脫硫廢水處理領(lǐng)域的中試應(yīng)用[C]//國際脫鹽大會暨全國冶金節(jié)水與廢水利用技術(shù)研討會. 青島, 2016.

[16]PANGARKAR B L, SANE M G, GUDDAD M. Reverse osmosis

原標題:燃煤電廠濕法煙氣脫硫廢水處理技術(shù)研究進展