水體質量差、水量大等是燃煤電廠脫硫廢水處置階段的常見問題。當下國內(nèi)常用的脫硫飛鼠處理主要是采用化學與機械方法分離重金屬與其他科沉淀物質，中和、絮凝、沉淀和過濾等均是常規(guī)處理步驟。在生產(chǎn)實踐中，因為脫硫飛鼠IDE設備裝置運維要求較高，容易出現(xiàn)設備管道堵塞的現(xiàn)實問題，以致脫硫廢水處理系統(tǒng)的投運率長期未見提升。歷經(jīng)處理后的廢水內(nèi)依然滯留著氯離子、鹽及微量金屬等含量偏高的現(xiàn)實問題，不能直接將其排放到自然水體內(nèi)，回收后可被用于電廠內(nèi)煤場、灰場噴灑等領域中，但因受場地距離、噴灑用量等條件的約束，真實的回收利用率整體偏低。本文基于廢水零排放的背景下，提出了一種固定化脫硫廢水的處理工藝，對技術要點作出較詳細探究。
1、課題研究背景
既往有大量生產(chǎn)實踐表明，石灰石-石膏濕法脫硫郭明義運行流程穩(wěn)定，對煤種表現(xiàn)出較強適應性，技術相對成熟，脫硫效率在95.0%之上，為當下國內(nèi)燃煤電廠應用較為普遍的一類脫硫技術。在該項工藝執(zhí)行階段，始源于燃煤、石灰石及工業(yè)用水內(nèi)的Cl-持續(xù)聚集，Cl-含量高的工況下會加速金屬材質腐蝕工程，對石灰石溶解形成抑制作用，造成石膏質量跌落。為確保脫硫系統(tǒng)常態(tài)化運作，理應使循環(huán)漿液內(nèi)氯離子濃度＜20000mg/L，這就預示著需要定時將定量脫硫廢水排放至外界。在主客觀因素的作用下，脫硫廢水的性質主要有：
1）當pH處于4.0~6.5區(qū)間內(nèi)，呈現(xiàn)為弱酸性；
2）內(nèi)含大量SS、SO42-、Cl-、TDS，可能高達60000mg/L；
3）Hg、Cr、Pb等重金屬元素含量明顯高于排放標準；
4）COD與鈣鎂硬度值均處于較高水平。
2、脫硫廢水零排放的工藝路線
2.1 預濃縮
脫硫廢水內(nèi)鹽含量偏高，采用反滲透系統(tǒng)預處理廢水，能夠進行脫鹽，發(fā)揮濃縮的作用。反滲透是一種把壓力差設為推動力，經(jīng)由溶液內(nèi)將溶劑分離出的膜分離方法。實踐中若能應用海水反滲透技術(SWRO)行脫鹽處理，通�；厥章誓苓_到40.0%左右，歷經(jīng)軟化處理后的脫硫廢水回收率有所提升。
2.2 濃縮
2.2.1 蒸發(fā)技術
目前該項技術在零排放系統(tǒng)內(nèi)有較廣泛應用，操作階段會損耗大量熱能，高溫位的整齊轉向低溫位，故而低溫位的再蒸發(fā)利用情況影響著蒸發(fā)技術的經(jīng)濟性。
2.2.2 正滲透技術
正滲透系統(tǒng)多被用于濃鹽水的濃縮工藝中，采用半透膜，基于兩側滲透壓原理進行。因為其具有低壓工作屬性，因而使半透膜不可逆性的污染與結垢傾向更低于高壓反滲透技術，系統(tǒng)運行過程更具安全性。
2.2.3 結晶工藝
當前，朱亞采用強制循環(huán)結晶系統(tǒng)處理廢水。蒸汽聚集于閃蒸罐中，被整合至結晶器蒸汽壓縮機，結晶器形成的蒸汽經(jīng)蒸汽機后被壓縮和升溫，而后進入換熱器的殼程并被冷凝，能夠為濃鹽漿的蒸發(fā)過程提供動力支撐。生產(chǎn)實踐中，當濃鹽漿持續(xù)濃縮，當其濃度抵達飽和水平時，便持續(xù)會有鹽分析出。
2.3 煙道噴霧
該種工藝是于煙道中對廢水行噴霧蒸發(fā)處理的一種方法。具體是采用適宜的噴射方法把脫硫廢水霧化噴進電除塵器前置的煙道中，在高溫煙氣熱量的作用下使廢水完全蒸發(fā)氣化，廢水內(nèi)的懸浮物和可溶性被固定并轉型為微小顆粒，伴隨煙氣被整合到電除塵器，而后被電極捕獲采集，進而達到剔除污染物的目的，實現(xiàn)污水的零排放。
3、水泥固定脫硫廢水技術
3.1 水泥固化階段的氯離子
水泥固定化廢水脫硫技術應用階段，脫硫廢水內(nèi)Cl-及重金屬離子是處理的重難點。有研究指出，固化體的As5+、Cd2+、Hg2+浸出率為10.0~32.0%，強少許FeSO4添加至混合物體系內(nèi)有益于提升重金屬離子的固定成效。而固化脫硫廢水內(nèi)氯離子有高前移性，當下對其研究還不多。針對的CI-固定，近些年水泥行業(yè)已有一定研究，主要認為其在水泥體系內(nèi)主要依托于如下三種形式存在：
3.1.1 化學結合氯
水泥水化時形成的產(chǎn)物鋁酸三鈣相(C3A)和Cl-反應生成3CaO•Al2O3•CaCl2•10H2O，業(yè)內(nèi)也將其叫做費氏鹽。鐵鋁酸四鈣（C4AF）同樣是水泥的水化產(chǎn)物之一，其在固定Cl-方面也表現(xiàn)出一定效能，反應產(chǎn)物為3CaO•Fe2O3•CaCl2•10H2O，但其固定Cl的能力不強。
3.1.2 物理吸附氯
Cl-被吸附至水泥水化產(chǎn)物硅酸鈣凝膠(C—S—H)內(nèi)，既往有研究人員基于漫散雙電層理論去闡釋物理吸附過程，于固液界面形成雙電層，緊密層在內(nèi)，漫散層在外。針對外來離子雙電層會形成排斥作用，兩電層間也存在著排斥作用。擴散后的部分Cl-被整合至緊密層或漫散層，另一部分以游離形式促成了新的雙電層。不僅對Cl-進一步擴散過程形成阻止作用散，也強化了游離Cl-的相對穩(wěn)定性。但以上這種物理吸附能力發(fā)揮程度受到一定限制，實踐中需對空隙結構進行細化處理，進而尾號的維持物理吸附的持續(xù)性、有效性。
3.1.3 游離態(tài)Cl-
針對孔隙液內(nèi)存留的游離態(tài)Cl-，現(xiàn)已證實其對固化效果形成的影響最大。當Cl-總量一定時，伴隨游離態(tài)Cl-數(shù)量減少過程，水泥體系的固化能力有被強化的趨勢。
3.2 不同游離態(tài)Cl-濃度高鹽水對固化體性能形成的影響
以現(xiàn)有實驗研究為基礎，對水泥、粉煤灰、高鹽水與河砂四種構成材料配比不同時進行了單變量因素實驗，并依照結果設計進行了四因素、四水平的16組正交試驗，得出最佳配合比是水泥∶粉煤灰∶高鹽水∶砂石=0.97∶0.17∶0.60∶0.98。
維持固化體最佳配合比不變，調(diào)整高鹽水內(nèi)Cl-濃度，分別是30000mg/L、40000mg/L、50000mg/L~100000mg/L，對應編號是L3、L4、……L10。并設置了空白組（L0），采用去離子水摻和其他材料制得的固化體。分別檢測不同條件下各組固化體于不同齡期下的抗壓強度以及和的結合能力Cl-。
3.2.1 對固化體抗壓強度形成的影響
當養(yǎng)護到規(guī)定的7、14、28d齡期時，檢測各組固化體的抗壓強度（見表1）。
基于抗壓強度值勾畫出不同Cl-濃度對對固化體抗壓強度影響的趨勢圖，整體分析后，發(fā)現(xiàn)伴隨CI-濃度提升過程，固化體抗壓強度整體并沒有呈現(xiàn)出連續(xù)增加的趨勢，于14d齡期內(nèi)，抗壓強度維持總體增長，伴隨濃度持續(xù)增加過程，固化體抗壓強度變化幅度見效。一方面，Cl-和水泥內(nèi)C3A反應生成費氏鹽，對水泥材料空隙起到填充作用，提高了漿體的致密度。另一方面C—S—H凝膠吸附部分Cl-，增加其分散度，促進水化反應推進過程。以上這種化學結合與物理吸附對增強固化體抗壓強度是有一定限度的，伴隨Cl-濃度提升，水化速度加快，會引起固化體內(nèi)空隙結構不勻稱，影像其固化抗壓強度。研究發(fā)現(xiàn)，當Cl-濃度達到70000mg/L時，抗壓強度性能最佳。
3.2.2 對固化體結合Cl-能力形成的影響
當固化體養(yǎng)護到28g齡期時，檢測各組固化體對的Cl-結合能力，勾畫出圖1所屬的趨勢圖。
分析圖1后，不難發(fā)現(xiàn)伴隨Cl-濃度上升過程，固化體內(nèi)的自有氯及總氯離子量有增加，且呈現(xiàn)出線性增長趨勢。當固化體結合Cl-在30000~6000mg/L時，伴隨Cl-濃度增大而增長，而后減少，Cl-濃度7000mg/L時，28d齡期結合Cl-量抵達峰值。
3.2.3 對固化體浸出率形成的影響
固化體養(yǎng)護28d后，于去離子水內(nèi)持續(xù)浸泡4周，檢測其浸出率，分析不同Cl-濃度高鹽水對固化體浸出率影響情況。發(fā)現(xiàn)伴隨Cl-濃度增加，固化體浸出率有整體跌落趨勢，各組固化體浸出率均＜16.0%，最低為10.7%，提示水泥固化效果較好，多數(shù)Cl-被固定于固化體內(nèi)，浸出的Cl-是表明氯鹽及接近固化體的薄層內(nèi)沒有固定的游離態(tài)Cl-，處于固化體深層的Cl-，因受漿體內(nèi)致密結構的約束，浸出困難。
4、結束語
近些年，國家環(huán)保政策持續(xù)推進，脫硫廢水的零排放處理逐漸成為相關領域中的研究焦點。本文闡述了脫硫廢水的形成背景與所屬性質，脫硫廢水零排放處理技術的主要工藝構成。水泥固定化脫硫廢水處理技術整合了低溫煙氣蒸發(fā)濃縮與穩(wěn)定化技術優(yōu)勢，迎合了廢水零排放發(fā)展趨向。不同Cl-濃度對固化體抗壓強度、固化體結合Cl-能力及固化體浸出率均形成一定影響，在實踐中藥多加考慮，有針對性的作出控制，進而最大限度的優(yōu)化脫硫廢水處理效果。（來源：廣東省能源集團有限公司珠海電廠）
