㈠ 脫硫除塵器的廢水怎麼處理
脫硫廢水包括廢水處理、加葯、污泥處理3個分系統。廢水通過管路流入中和箱版，同時權按比例加入制備合格的石灰漿液，將中和箱pH調整到9.2+0.3，此pH范圍適合大多數重金屬離子的沉澱。並非所有重金屬可通過與石灰漿作用形成很好的沉澱，其中主要是鎘和汞。因此，需要在沉降箱中按比例加入重金屬沉澱劑有機硫化物(TMTl5)。為了提高沉降效果，需向絮凝箱中按比例加入絮凝劑硫酸氯化鐵(FeC1SO)，使氫氧化物、化合物及其它固形物從廢水中沉澱出來。為了讓絮凝後的廢水中產生的細小礬花積聚成大顆粒，以便於廢水進入澄清池後更快的沉降，在絮凝箱出口管路上添加助凝劑聚丙烯醯胺(PAM)。加葯混合反應後的廢水在重力作用下流入澄清池，進行固液分離。澄清池出水在出水箱中通過添加HC1將pH調整為標准要求的范圍(6～9)內排放。為了促進反應和後續反應箱中絮凝粒子的形成，在中和箱中加入澄清池中迴流的少量恆定量的接觸泥漿。剩餘污泥周期性地利用高壓偏心螺桿給料泵輸送至板框壓濾機進行脫水處理，泥餅外運。
㈡ 燃煤電廠高鹽脫硫廢水固化基礎實驗
實驗將模擬高鹽水與水泥、粉煤灰和河砂拌合，製得固化體，養護至特定齡期後，對其抗壓強度和結合氯離子能力進行檢測。
通過控制單變數的方法，實驗探究了不同組分材料的配比對固化體的抗壓強度和結合氯離子能力的影響，並利用XRD對固化體粉末進行了產物表徵。
結果表明：在水泥配比為1.08時固化體的抗壓強度最高，粉煤灰配比大於0.25後固化體的抗壓強度提升明顯，模擬高鹽水配比越大，固化體的抗壓強度越低，河砂量對固化體的抗壓強度影響小。
實驗中製得的固化體在養護28天後，其抗壓強度值在30MPa以上，能達到《混凝土路緣石》標准中路緣石的最低抗壓強度要求。隨著水泥配比的增大，固化體的結合氯離子能力增大21.7%，且受水泥水化所需水量的限制，其增大趨勢漸緩；由於粉煤灰在水化過程中的產物與氯離子生成的s鹽量較少，隨著粉煤灰配比的增大，固化體的結合氯離子能力僅增大4.9%。XRD的結果驗證了水泥固化過程中s鹽的存在。
石灰石/石膏濕法脫硫工藝作為當前燃煤電廠主流脫硫技術，具有脫硫效率高，技術成熟，運行穩定等優點，但為了防止循環漿液系統氯離子等元素的過度富集，脫硫系統需要定期外排一定量的脫硫廢水。脫硫廢水具備以下特點：
1)水質受多種因素影響，且易隨工況及煤種變化而變化；
2)pH在4.5-6.5之間，呈弱酸性，氯離子含量高；
3)以石膏顆粒、二氧化硅、鐵鋁化合物為主要成分的懸浮物含量較高；
4)總溶解性固體含量較高，且變化范圍大，一般在30000-60000mg/L，Ca2+和Mg2+等硬度離子含量高；
5)汞、鉛、砷等重金屬第Ⅰ類污染物超標。因此，脫硫廢水處理倍受業內關注。
隨著《水污染防治行動計劃》（又稱為「水十條」）和《火電廠污染防治可行技術指南》的先後發布，脫硫廢水零排放成為燃煤電廠環保的重中之重。目前常用的處理工藝是神咐碧傳統化學沉澱方法，脫硫廢水經過中和沉澱、沉降、絮凝以及濃縮澄清過程，大部分懸浮物和重金屬離子會被去除，這一工藝能滿足廢水行業排放標准（DL/T997-2006），但無法去除遷移性較強的氯離子等可溶性鹽分，對硒離子去除效果也不佳，無法實現真正的脫硫廢水零排放。
以蒸發結晶和蒸發技術為主的零排放技術是當前脫硫廢水處理領域的研究熱點。蒸發結晶技術工藝復雜，運行成本高，通過簡單預處理後得到的混鹽無利用價值，採用分鹽工藝能得到純度較高的結晶鹽，但會進一步加大運行成本；低溫煙道蒸發以及旁路煙道蒸發技術增加飛灰中含塵量，將處理壓力轉移至電除塵器，粉煤灰中鹽分過高會影響水泥品質。
本研究涉及一種脫硫廢水煙氣濃縮減量及水泥化固定工藝。如圖1所示，在電除塵器後設置帶有液柱噴管系統的煙氣濃縮塔，利用電除塵器後10%-15%的熱煙氣與脫硫廢水液柱循環換熱，實現脫硫廢水5-10倍的減量濃縮。濃縮後的高鹽廢水與水泥、粉煤灰等膠凝材料經混合攪拌機攪拌後進入成型設備，隨後轉入恆定溫度及濕度的養護室中進行養護，根據性能可將養護後的固化體用作混凝土或路緣石等材料。
圖1脫硫廢水煙氣濃縮及水泥化固定工藝圖
上述工藝的有益效果為：
1)充分利用電除塵器後煙氣，與脫硫廢水接觸進行傳質傳熱，達到脫硫廢水濃縮減量的效果，是對電廠余熱資源的充分利用；
2)液柱噴管系統能減少噴淋層設置造成的噴嘴堵塞問題；
3)脫硫塔前煙氣含濕量增加，大幅度減少脫硫系統的工藝補充水；
4)水泥固定脫硫廢水中的鹽分和重金屬離子，將流動性的脫硫廢水轉化為物化性能穩定，不易彌散的固化體，有效避免二次污染；
5)充分利用電廠副產品粉煤灰。
水泥固化技術具有工藝簡單，原材料簡單易獲取，固化體性能穩定的優簡神點，被廣泛應用於放射性廢物、重金屬污染廢水及污泥等廢棄物處理領域。但固化技術用於脫硫廢水處理的研究較少，且主要利用粉煤灰的火山灰反應來實現固化穩定化，考慮到脫硫廢水水量巨大，固化體中水泥摻入少甚至不摻入，因此，製得的固化體抗壓強度性能差，一般只能作填埋處置。Renew等研究了同時固化脫硫廢水濃縮液和粉煤灰後的重金屬浸出性能，水泥占總混合物的10%，用量較少，所得固化體重金屬離子浸出率較低。
然而，對於固化穩定化脫硫廢水後固化體的氯離子遷移問題，還鮮有研究。在混凝土行業中，氯離子引起的鋼筋銹蝕是鋼筋混凝土耐久性能下降的主要原因，氯離子在水泥基材料中主游舉要存在三種形式：
1)與水泥中C3A相化學結合形成Friedel』s鹽；
2)被物理吸附在水化產物C-S-H凝膠上；
3)游離在孔溶液中。
其中，化學結合和物理吸附形式的氯離子統稱為結合氯離子，孔溶液中的游離氯稱為自由氯離子。自由氯離子會造成鋼筋銹蝕，可用結合氯離子能力來評價混凝土中氯離子存在形式。因此，考慮到固化體的用途，實驗利用模擬高鹽水與水泥、粉煤灰等材料拌合製得固化體，同時探究了水泥，粉煤灰等不同組分材料對固化體抗壓強度及結合氯離子能力的影響。
1實驗部分
1.1固化膠凝材料
礦渣硅酸鹽水泥（425#）；普通建築用河砂；粉煤灰，取自華北地區某熱電廠；模擬高鹽水，實驗室配製的Cl-濃度為30000mg/L的NaCl溶液；脫硫廢水，某電廠經三聯箱處理後的脫硫廢水，熱濃縮後測得其Cl-濃度為30692mg/L。
1.2實驗方法
（1）固化體制備將水泥、河砂和粉煤灰按一定配比拌合，加入適量模擬高鹽水或脫硫廢水攪拌均勻後轉移至40mm×40mm×40mm的六聯立方體試模，靜置24h成型後置於飽和Ca(OH)2溶液中養護；
（2）抗壓強度檢測固化體養護至規定齡期後，對其進行抗壓強度試驗。恆應力壓力試驗機（河北昌吉儀器有限公司，DYE-300B）以恆定速度移動，當固化體達到最大承受力時，機器停止，通過最大承受力計算抗壓強度；
（3）結合氯離子能力檢測取養護至28d齡期的固化體粉末，分別用去離子水和硝酸浸泡，利用佛爾哈德法測得硝酸溶液中的氯離子濃度，可求得到單位質量漿體中總氯離子量Pt(mg/g)；利用莫爾法測得水溶液中氯離子濃度，可求得單位質量漿體中自由氯離子量Pf(mg/g)。結合氯離子量Pb=總氯離子量Pt－自由氯離子量Pf。結合氯離子能力:
2實驗結果與分析
2.1組分材料對固化體抗壓強度的影響
抗壓強度是固化體的重要性能，也是固化體再利用的一個重要指標，為了研究各組分材料對固化體抗壓強度的影響，實驗選用水泥，粉煤灰，高鹽水以及河砂作為固化材料，分別設計了水泥量組，粉煤灰量組，高鹽水量組以及河砂量組。通過改變單一材料的摻入量，來探究各材料對固化體抗壓強度的影響，各組固化體配合比見表1。
表1各組固化體配合比
固化體養護至7d，14d，28d齡期後，對其進行抗壓強度檢測，3個平行樣品作為一組，選擇每組檢測的平均值作為該齡期下固化體抗壓強度值。
（1）水泥量對固化體抗壓強度的影響
圖2為水泥配比在0.92，1.00，1.08以及1.17時，四組固化體在不同齡期的抗壓強度變化趨勢圖。
圖2水泥量對固化體抗壓強度的影響趨勢圖
由圖2可以看出，7d和28d的固化體抗壓強度值隨水泥量增加呈現先增大後減小的趨勢，且都在配比為1.08時達到最大值，但7d抗壓強度總體變化幅度小，28d抗壓強度變化幅度大；14d固化體抗壓強度一直隨水泥量增大而增大，但上升趨勢越來越小，這說明水泥量的增加對固化體前期抗壓強度影響小，對後期抗壓強度影響大。
結合總體趨勢，水泥配比低時固化體在3個齡期的抗壓強度都很小，而配比過高會影響抗壓強度，這是由於在高鹽水量一定的條件下，水泥量的增加意味著水灰比的下降，在高鹽水量能滿足水化要求時，增加的水泥能充分水化，水泥漿內水化產物增多，漿體內毛細孔隙少，膠凝體積增加，因而抗壓強度高。隨著水泥量逐漸增加，高鹽水量不足以提供水泥漿充分水化所需水量時，多餘的水泥使得固化體內未結合的顆粒增多，漿體內毛細孔隙增加，抗壓強度下降。當水泥配比為1.08時，固化體抗壓強度性能最佳。
（2）粉煤灰量對固化體抗壓強度的影響
圖3為粉煤灰配比在0.15，0.20，0.25以及0.30時，四組固化體在不同齡期的抗壓強度變化趨勢圖。
由圖3可以看出，7d固化體抗壓強度隨粉煤灰量增加先增大後減小，說明粉煤灰量過高會影響固化體早期抗壓強度；14d和28d固化體抗壓強度僅在粉煤灰比例大於0.25後有明顯提升，配比低時抗壓強度變化小。
圖3粉煤灰量對固化體抗壓強度的影響趨勢圖
粉煤灰摻量過高會削弱固化體前期抗壓強度，提升後期抗壓強度。這是由於摻入粉煤灰的水泥拌水後，水泥在數量上和能量上占優勢，因而先發生水泥熟料的水化，釋放出Ca(OH)2等水化產物，與粉煤灰中的活性成分SiO2和Al2O3反應。
而粉煤灰中玻璃體結構穩定，表面緻密性較強，前期與Ca(OH)2的火山灰反應緩慢，未反應的粉煤灰使漿體內孔隙增多，固化體強度下降；隨著養護齡期的增加，粉煤灰的水化逐漸佔主導作用，粉煤灰本身存在的形態效應，活性效應以及微集料效應相互影響，粉煤灰表面會生成大量的水化硅酸鈣凝膠體，可以作為膠凝材料的一部分起到提高抗壓強度的作用。
（3）高鹽水量對固化體抗壓強度的影響
圖4為高鹽水量配比在0.62，0.67，0.72以及0.77時，四組固化體在不同齡期的抗壓強度變化趨勢圖。
圖4高鹽水量對固化體抗壓強度的影響趨勢圖
由圖4可以看出，在7d、14d以及28d三個齡期，固化體抗壓強度都隨著高鹽水量的增加而減小，且在14d以及28d齡期時抗壓強度的減小趨勢越來越明顯。在水泥量一定的條件下，高鹽水量增加會導致漿體內水量過大，超過水泥充分水化所需的水量，多餘的水分會在水泥凝結硬化過程中蒸發，在漿體內部留下氣孔，影響固化體的抗壓強度，且提供的水量越大，可蒸發的水量越大，固化體抗壓強度減少的越明顯。
（4）河砂量對固化體抗壓強度的影響
圖5為河砂量配比在0.62，0.67，0.72以及0.77時，四組固化體在不同齡期的抗壓強度變化趨勢圖。
由圖5可以看出，在7d、14d和28d三個齡期固化體抗壓強度隨河砂量的增大總體變化不大，分別在21MPa、30MPa和36MPa左右波動。因此，河砂量的增加對固化體抗壓強度影響較小，這是由於河砂在漿體內中主要起骨架或填充作用，不發生明顯的化學反應。
圖5河砂量對固化體抗壓強度的影響趨勢圖
由圖2-圖5中各組固化體抗壓強度數據可知，固化體28d齡期抗壓強度絕大部分在30MPa以上，而這符合《混凝土路緣石》（JC/T899-2016）標准中路緣石最低抗壓強度要求。因此，水泥固化工藝製得的固化體能滿足標准中抗壓強度要求。
2.2組分材料對固化體結合氯離子能力的影響
結合氯離子能力能直觀反映固化體中化學反應和物理吸附的氯離子能力，是評價鋼筋混凝土鋼筋銹蝕的重要指標。為了研究組分材料對固化體結合氯離子能力的影響，在實驗3.1中選擇水泥量組以及粉煤灰量組固化體，測定其28d齡期下的結合氯離子能力。
（1）水泥量對固化體結合氯離子能力的影響
圖6為水泥配比在0.92，1.00，1.08以及1.17時，四組固化體在28d齡期時結合氯離子能力的變化趨勢圖。
圖6水泥量對固化體結合氯離子能力影響趨勢圖(28d)
由圖6可知，28d齡期時固化體結合氯離子能力隨水泥配比的增大而增強，但增強幅度越來越小，說明水泥量對固化體結合氯離子能力的提升效果是有限的。水泥配比從0.92增大至1.08，結合氯離子能力由0.668增大為0.813，增大了21.7%。這與固化體水化過程有關，水泥用量增大，水化產物隨之增多，對氯離子的化學結合和物理吸附能力增強，因此結合氯離子能力增強，但受水化水量限制，水泥量過高時提升效果有限。
（2）粉煤灰量對固化體結合氯離子能力的影響
圖7為粉煤灰配比在0.15，0.20，0.25以及0.30時，四組固化體在28d齡期時結合氯離子能力的變化趨勢圖。
從圖7的總體趨勢可以看出，28d齡期時固化體結合氯離子能力隨粉煤灰配比的增大而增強，但增強幅度小，粉煤灰配比從0.15提高至0.30時，結合氯離子能力從0.733增大至0.769，僅增大了4.9%。這是因為粉煤灰在水泥水化過程形成的鹼性環境中會生成少量水化鋁酸鈣，可以與氯離子反應生成Fredel』s鹽，但生成量較少。
圖7粉煤灰量對固化體結合氯離子能力影響趨勢圖(28d)
2.3不同水樣製得的固化體XRD分析
利用模擬高鹽水與濃縮脫硫廢水分別製得固化體，養護至28d後對其粉末進行XRD衍射分析，結果如圖8所示。
由XRD衍射圖可知，除了常見的水泥水化產物SiO2和Ca(OH)2，兩種水樣製得的固化體中還存在Friedel』s鹽，這證明模擬高鹽水以及濃縮脫硫廢水中的氯離子與水泥中的C3A相確實發生反應生成了Friedel』s鹽，說明水泥固化過程中生成的Friedel』s鹽起到了重要作用。
圖8不同水樣製得的固化體XRD圖
3結論
（1）本文提出了一種脫硫廢水煙氣濃縮減量及水泥化固定工藝，將煙氣濃縮後的脫硫廢水與水泥、粉煤灰等材料拌合後製得固化體，從而實現污染物的水泥化固定；
（2）固化體抗壓強度隨養護齡期增加而提高，水泥配比為1.08時抗壓強度達到最高值，粉煤灰配比大於0.25後對抗壓強度提升明顯，高鹽水配比越大，抗壓強度越低，河砂量對固化體抗壓強度影響小；
（3）水泥配比從0.92增大至1.08，結合氯離子能力增大21.7%，粉煤灰配比從0.15提高至0.30時，結合氯離子能力僅增大了4.9%；
（4）XRD的結果驗證了水泥固化過程中Friedel』s鹽的存在。
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㈢ 污水處理公司淺談電廠脫硫廢水有哪些危害
1. 脫硫廢水抄中含有硒元素襲，大量的排放會對土壤和水源造成污染，影響人和動物的健康，長期積累還會引起慢性中毒。
2.
脫硫廢水呈弱酸性，能溶解多種重金屬污染物，雖說它們的含量比較少，若直接排放到江河裡會對水生生物會造成毒害作用，通過食物鏈傳遞到較高營養階層的生物，從而影響整個水生生物系統，造成嚴重的水污染。
3. 脫硫廢水中的高濃度懸浮物嚴重影響水的濁度，極容易在設備及管道中易產生結垢，影響脫硫裝置的正常運行。
4.
脫硫廢水中氯離子濃度很高，會引起設備及管道的孔腐蝕、縫隙腐蝕、應力腐蝕，當濃度達到一定程度後會嚴重影響吸收塔的運行和使用壽命，還會抑制吸收塔內物理和化學反應過程，影響SO2吸收，降低脫硫效率。
㈣ 脫硫濾網堵塞腐蝕如何破
分析煙氣濕法脫硫系統結垢、腐蝕、磨損、泄漏及堵塞等常見問題
摘要：分析煙氣濕法脫硫系統結垢、腐蝕、磨損、泄漏及堵塞等常見問題，提出有效減少設備故障的措施，並提出只有改善設備管理、優化運行，才能保證脫硫系統高效、穩定地運行，最終實現企業節能、減排、效益最大化。
「十一五」期間火電機組脫硫設備快速普及，但工程質量參差不齊，部分設施腐蝕、結垢以及磨損情況嚴重，難以勝任甚至無法持續正常運轉，技改勢在必行。同時，國家在「十三五」規劃中對節能減排提出新的目標要求，火電廠大氣二氧化硫、氮氧化物、粉塵排放濃度要達到燃氣輪機排放標准，以目前的脫硫工藝而言難以滿足。因此，針對脫硫設備及其運行參數做一些優化調整，以提高設備的安全性、穩定性是非常必要的。
1脫硫設備常見問題及解決方法
1.1設備腐蝕
腐蝕是脫硫設備面臨的第一大問題，尤其對於石灰石-石膏濕法脫硫工藝。腐蝕是相對金屬而言的，可分為以下類型：
①點蝕，即金屬表面出現細微的「銹孔」，腐蝕一般為縱深方向，最終導致鋼材穿透，氯離子對其的影響明顯；
②縫隙腐蝕，即在金屬焊接處、螺釘連接處出現細微縫隙，電解質進入形成電解池發生電化學腐蝕
③應力腐蝕，即在拉應力和氯離子腐蝕環境共同作用下，金屬的局部出現由表及裡的裂紋;④磨損腐蝕，即腐蝕性流體(煙氣中的灰分、石灰石、石膏顆粒等)與金屬構件以較高速度相對運動而引起的金屬損傷。
目前脫硫系統均採取了有效的防腐措施，主要有以下幾種。
（1）使用耐腐蝕不銹鋼(含鎳、鉻、鋁的合金)，常用316L，904L，2205。出於成本考慮，很少整體使用不銹鋼，而是在碳鋼基體貼合金層。316L能夠耐受氯離子的腐蝕，為脫硫系統常使用的材質；904L能夠耐受很強的氯離子腐蝕和點蝕、縫隙腐蝕，可作為金屬貼襯；2205雙向不銹鋼具有良好的抗沖擊韌性和抗應力腐蝕能力，因此設計時可用於減輕質量。
（2）使用非金屬材料，如玻璃鋼(FRP)，PP等。FRP是一種纖維加強型合成樹脂，具有很高的抗磨、抗拉伸、抗疲勞性，而且質量輕，可用作噴淋層管道等耐磨構件；PP材質具有很強的抗沖擊性，可用作除霧器及沖洗水管。
（3）金屬基體表面塗防腐層，如玻璃鱗片、橡膠、碳化硅(陶瓷)。玻璃鱗片具有很好的防滲透性，通常作為脫硫吸收塔及煙道內壁的防腐塗層;橡膠內襯是目前金屬管道防腐的主要手段，特別是丁基橡膠，具有良好的防磨、防腐特性;碳化硅陶瓷或搪瓷防腐的應用，主要看重的是它的防磨性較好。
1.2設備磨損
磨損和腐蝕是緊密相連的。煙氣中的飛灰、石灰石顆粒、石膏顆粒是造成磨損的主要因素，尤其是石灰石中的二氧化硅，磨損能力很強。高流速也是增加磨損的原因。防腐層的磨損會加速設備腐蝕，在磨損和腐蝕的雙重作用下，設備的損壞速率將會大大增加。
脫硫設備的磨損和腐蝕相互交織，表現如下：
①葉輪的機械磨損和氣蝕；
②噴淋層噴嘴的機械磨損；
③攪拌器葉片的磨損，在機械磨損和腐蝕的雙重作用中，機械磨損佔主要；
④管道襯膠的磨損經常發生在管道彎頭、石灰石供漿管、漿液循環泵大小頭。
使用耐磨材料，降低漿液固含量，保證煙氣流場均勻、穩定是防止磨損的主要方法。
1.3設備結垢
漿液中氯離子或亞硫酸鹽含量超標，容易導致脫硫設備容器或管道內壁結垢，嚴重時影響設備正常運行。結垢最嚴重的部位一般是濾液水系統和旋流器稀漿管道，以及一些漿液箱、吸收塔介面管根部位。曾有多個電廠真空泵內結垢導致真空泵皮帶損壞。
控制氯離子含量(加強廢水排放)、降低漿液pH值(促進亞硫酸根氧化)、及時脫水(防止石膏過飽和)可以有效降低結垢程度。
1.4設備泄漏
由腐蝕、磨損導致的設備或管道穿孔泄漏，表現為漏煙、漏氣(汽)、漏漿、漏水、漏油、漏粉(石灰石與石膏粉)。脫硫介質為石灰石漿液或石膏漿液，一旦設備發生泄漏，會對環境及設備產生較大的污染。採用耐磨防腐材質，做好防泄漏試驗是避免泄漏的有效措施。
1.5設備堵塞
1.5.1除霧器堵塞
某廠除霧器的堵塞情況如圖1所示。
造成除霧器堵塞的主要原因是：
①設備選型不合理，當設計存在偏差，實際煙氣流速過高時，除霧器無法達到設計的除霧效果，導致堵塞；
②除霧器沖洗裝置的設計、布置和沖洗程序不合理；
③除霧器斷面上流速分布不均；
④沖洗水壓力、流量不足。
圖1某廠除霧器的堵塞情況
防止除霧器堵塞的主要措施是：
①保證脫硫煙氣入口粉塵含量在設計要求范圍內；
②合理選擇除霧器沖洗水壓力和沖洗周期；
③合理控制吸收塔pH值及漿液的氧化程度。
1.5.2GGH堵塞
某廠煙氣換熱器(GGH)堵塞情況如圖2所示。
圖2某廠GGH堵塞情況
GGH堵塞主要有以下原因：
①吸收塔除霧器效果不好，凈煙氣攜帶液滴中石灰石、亞硫酸鈣、石膏等混合粘附在GGH換熱片上，逐漸形成結垢堵塞GGH；
②脫硫裝置運行時，吸收塔運行液位過高，或吸收塔起泡，造成石膏漿液從吸收塔原煙氣入口倒流入GGH，使得GGH結垢堵塞；
③GGH吹灰方式不當會造成積灰堵塞，如採用壓縮空氣吹灰而吹灰蒸汽參數不符合要求，高壓水吹灰沒有及時投入，吹灰頻率不夠等；
④脫硫GGH設計不合理，GGH換熱面高度、換熱片間距、換熱片類型、吹掃方式、布置形式、吹掃位置、吹掃速度等，都對GGH的積灰、結垢有影響；
⑤吸收塔除霧器和噴淋層設計布置不合理，造成吸收塔內流場分布不均，或者吸收塔設計的流速過快，如煙氣流經吸收塔時，流量大攜帶能力增強，會造成煙氣攜帶較多石膏液滴進入GGH，逐漸造成GGH積灰堵塞。
GGH的堵塞控制是一項綜合性的工作，包括設計和設備的優化、運行的優化和設備的日常維護等，其中運行優化和加強設備的維護尤為重要，保證煙塵不超標、吸收塔漿液成分正常、除霧器不堵塞是控制GGH堵塞的必要條件。
防止GGH堵塞的主要措施是：
①保證脫硫煙氣入口粉塵含量在設計要求范圍內，避免大量煙氣粉塵進入脫硫裝置，造成GGH積灰堵塞；
②嚴格控制吸收塔除霧器壓差在200Pa以下，盡量減少凈煙氣攜帶液滴；
③嚴格控制脫硫裝置運行參數在要求范圍內，包括吸收塔pH值、吸收塔液位等，制訂預防吸收塔起泡的相關措施並嚴格執行；
④在脫硫系統啟動時，建議盡量縮短啟動漿液循環泵與增壓風機的時間間隔，防止吸收塔漿液進入GGH；
⑤強化GGH吹灰管理，嚴格按照GGH廠家的要求進行吹灰，先吹下部，再吹上部，保證吹灰蒸汽品質，蒸汽吹灰前保證疏水溫度在260℃以上；
⑥改進噴淋層、除霧器系統的設計，合理布置除霧器選型和噴嘴，保證吸收塔噴淋區的噴淋漿液普遍分布，避免煙氣攜帶較多漿液，造成GGH積灰堵塞。
1.5.3管道堵塞
某廠噴漿母管堵塞情況如圖3所示。
圖3某廠噴漿母管堵塞情況
管道堵塞的主要原因是：
①設計流速不合理、自流管道傾斜度不夠，造成漿液沉積、結垢，進而引起堵塞；
②塔壁或者管道內壁內襯物脫落、檢修施工遺留物等造成管道堵塞；
③機組負荷低、吸收塔入口二氧化硫濃度低時，某一層噴淋層長期停止運行，漿液倒灌沉積、結垢，造成管道堵塞；
④閥門關閉不嚴，泄漏漿液沉積、結垢，導致管道堵塞。
防止管道堵塞的主要措施是：
①設計流速不能過低，管徑不能過細，自流管道傾斜度要足夠，必須設置沖洗水，避免造成漿液沉積、結垢；
②控制內襯施工工藝，避免局部沖刷，減少塔壁或者管道壁內襯物脫落；
③加強檢修後的現場清理；
④設置必要的濾網，避免因異物造成管道堵塞；
⑤機組負荷低、吸收塔入口二氧化硫濃度低時，實行噴淋層定期輪換停投，避免因漿液長期倒灌沉積、結垢，造成管道堵塞；
⑥清理內漏閥門，避免因泄漏漿液的沉積、結垢造成管道堵塞。
2脫硫工藝優化
2.1脫硫系統設計優化
（1）取消增壓風機和GGH，消除增壓風機在壓力控制方面給主機帶來的風險;避免GGH運行中出現的堵塞問題，同時也降低脫硫系統的電耗。
（2）除霧器安裝應考慮檢修和人工機械除垢的方便性，增加各級除霧器之間的空間，利於停機沖洗。
（3）提高沖洗水和冷卻水的水質，控制水的氯離子含量、含固量、硬度等，控制值越低越好。
（4）設計入口煙道事故噴淋洗滌水回收利用或處置方案(目前為循環使用，只起到了降溫的作用)。
（5）泵採用無水機封和氧化鋁陶瓷葉輪，減少機封損壞率，消除機封水系統的結垢堵塞，延長葉輪的使用壽命。
（6）廣泛採用碳化硅、FRP代替橡膠襯里和作為非承載結構，強腐蝕區採用904L貼襯防腐。
2.2運行優化
2.2.1加強6個調整
①增壓風機的調整。在鍋爐負荷變化時，通過增壓風機入口信號，調節動(靜)葉角度維持正負壓，保證風機正常運行。增壓風機動(靜)葉控制應禁止隨意解除自動。
②濕磨機的調整。保持料、水的合適比例，隨著漿液細度、電流的變化，調整加鋼球的時間和質量。
③漿液罐液位的調整。控制石灰石漿液箱補充水，控制漿液濃度。維持所有坑、箱、罐液位至規定范圍，以保證系統的可運行，同時杜絕跑、冒、滴、漏情況發生。
④吸收塔液位的調整。通過吸收塔液位的調節，維持吸收塔的水平衡，保證吸收塔液氣接觸空間。
⑤給漿量調整。通過調節給漿量，維持吸收塔pH值，營造合適的反應環境。
⑥真空皮帶機的調整。通過含水量的變化調整石膏的厚度和皮帶的速度，以維持石膏品質。
2.2.2嚴格控制關鍵參數
脫硫系統的關鍵參數有吸收塔漿液pH值和密度、吸收塔液位、石灰石漿液密度、氧化風壓力、除霧器壓差、石膏含水率、氯離子濃度、出口二氧化硫濃度等。嚴格控制這些參數，做到控制值絕不超限。
石灰石密度應控制在25%-30%，過低的密度會導致供漿量增大，系統水平衡不易控制;過高的密度不僅會增加設備的磨損，還會降低石灰石利用率。保持吸收塔漿液pH值穩定在5.0～5.6范圍內，在滿足脫硫率的情況下，靠低值控制。吸收塔漿液密度控制在1050～1150kg/m3，減輕磨損堵塞和設備負載。吸收塔液位是維持和檢驗脫硫系統水平衡的重要參數，經驗表明，控制液位穩定在0.3m的范圍內波動是適宜的。除霧器堵塞程度和壓差呈正相關性，除霧器壓差控製得越低越好。定期排放脫硫廢水，降低系統氯離子含量和漿液雜質。
2.2.3開展有效的化驗監督
化驗監督就像「體檢」，能夠有效地反饋運行狀態，指導運行調整。脫硫的化驗監督項目相對較多，主要有石灰石成分化驗、吸收塔漿液成分化驗、石膏成分化驗、旋流器漿液成分化驗、工藝水成分化驗、垢成分化驗。
化驗時取樣要有代表性，不僅取樣部位要有代表性，而且取樣時間(對應的工況)也要有代表性。例如脫硫結垢成分化驗可選取吸收塔底部、入口煙道、除霧器、噴淋層等不同部位的樣本。總之，化驗監督一定要反映系統運行的整體真實情況。
2.2.4探索建立計算機優化控制
優先使用計算機優化控製作為運行的基本調整依據，逐漸減少對人為經驗的依賴。探索建立脫硫系統的供漿量調節、氧化風量調節、脫硫效率調節(出口濃度調節)的計算機優化控製作為實際調整的參考。
例如：氧化風量調節可根據當前時間點前1h工況和後1h工況(根據入口硫分、負荷預測)，以煙氣量、脫出二氧化硫量(依據脫硫效率或年度限值)、煙氣含氧量、氧化風機額定出力等作為函數自變數，計算出需要的氧化空氣量，指導運行人員調整氧化風機運行數量；脫硫效率調節亦可根據當前時間點前1h工況和後1h工況，以設定脫硫效率、
排放濃度值、漿液pH值、入口硫分、煙氣量等作為函數自變數，計算出所需要的液氣比，指導運行人員調整循環泵運行組合。
2.3設備維護優化
設備維修的目的是為了保持設備長期穩定的運行，目前設備維修方式主要還是事後維修、定期維修(包括等級檢修)。要建立合理的維修方式，防止不修、欠修、過修。以點檢定修制為實施手段，使運行、檢修、物資三位一體，加強設備運行過程的診斷監督。
2.3.1落實和強化點檢定修制
制定脫硫特有設備檢查與檢修標准，例如防腐損傷容限評價標准、防腐施工標准、除霧器檢查標准等。主要依據精密儀器，輔以實踐經驗開展設備診斷。
設備點檢管理建立五層防護體系：
①運行班組以發現明顯的故障或異常為主；
②維護班組按照專業分工以發現設備特定部件的隱蔽性缺陷為主；
③維護單位專工以精密點檢和技術診斷為主；
④項目公司專工以分析設備劣化傾向、檢修計劃、物資准備為主；
⑤特許公司主管、專工以評價項目公司設備管理結果和提供特定專業技術支持為主。把定期檢驗、試驗擺在更加突出的地位，把隱患、缺陷暴露在萌芽或初始階段，做到有計劃有預案地應對設備故障或異常。
建立設備點檢、設備管理台賬。從缺陷分析、備件使用、維修後評價、維修成本分析等方面實現設備的可控、可靠。注重運行數據的統計、分析，例如除霧器沖洗參數統計分析、工藝水使用分布分析、漿液循環泵運行參數統計分析、循環泵組合方式與脫硫效率變化分析等，增強運行人員在設備管理中的先導作用。
2.3.2加強檢修質量控制和過程管理
根據設備老化規律，加強檢修管理。從檢修周期(間隔時間)、檢修工期、檢修項目、檢修工藝、檢修質量控制標准、檢修費用投入等方面入手，做好設備檢修工作，保持設備健康狀況水平。
2.4工藝技術及設備優化
採用新設備、新技術、新工藝。選擇可靠性更高的設備，如選用直聯循環泵，去掉減速機環節，徹底消除減速機潤滑冷卻等帶來的一些問題;選用陶瓷葉輪代替金屬葉輪，延長葉輪使用壽命;選用磁力攪拌器解決攪拌器機封泄漏問題；漿液管道用碳化硅防腐代替襯膠防腐，提高防磨水平，延長使用壽命等。
3結束語
環保行業是高能耗、高物耗的綠色行業，隨著國家對環保的重視，環保設備管理及運行優化工作已經成為每個電廠的工作重點。在日趨嚴峻的環保壓力面前，為使企業效益最大化，除了對環保設備進行提效改造外，最根本的就是在保證排放指標可控的情況下做到「過程式控制制、終端治理」。通過提高設備管理、優化運行，最終實現企業的節能、減排任務，同時使效益最大化。
㈤ 內電解填料跟鐵碳填料有什麼區別么
其實就是一種填料 只是叫法不同而已
㈥ 火力發電廠廢水處理
火力發電廠廢水處理
電的發明徹底改變了人的生產、生活方式，但同時為了滿足不斷增加的電量需求人必須不斷的建發電廠。隨著新能源的崛起替代了傳統的煤炭發電，但新能源設備造價較高且受地域限制，燃煤火力發電廠依舊占據了發電廠大半江山。能源需求量的日益增加，促使環境破壞加重，如何把煤電廠危害降低已成為當務之急。
我在這里整理了片火力發電廠廢水處理方法，一起來看看吧
一、火力發電廠廢水特點：
與普通工業廢水相比，燃煤電廠的廢水總的特點如下：
1、水質水量差異大，劃分的廢水種類較多。
2、廢水中的污染成分以無機物為主，多含油。
3、間斷性排水較多。
二、燃煤電廠廢水來源
火力電廠來源廣泛，但廢水主要有一下幾類：
1、沖灰廢水。來源於沖洗爐渣和除塵器排灰的廢水，在整個燃煤電廠中佔了一半比例。沖灰廢水中的污染物有懸浮物、PH值和含鹽量等，這些物質含量與燃燒的煤炭種類、燃燒方式和輸灰方式有關。
2、脫硫廢水。煤炭中有大量雜質的其中就含硫，煤炭在鍋爐燃燒後煙氣中含硫，這些含硫煙氣不能直接排放，需要煙氣濕法脫硫。脫硫廢水就是這個過程中產生的。這類廢水高渾濁度、高硬度、高含鹽量、污染物種類多。且不同燃煤電廠所用的煤炭是不同的，使得脫硫廢水水質變化波動較大。
3、化學廢水及含油廢水。此類廢水是燃煤電廠中各種工業排水的總稱，包含冷卻排放水、輸煤系統沖洗廢水、含油廢水、冷卻塔排污廢水等。
三、火力發電廠廢水處理方法
1、沖灰廢水。燃煤電廠廢水中佔比例較多的沖灰廢水，一般處理工藝為調節池→加熱混凝劑進入混凝器→助凝劑→污水凈化器，到此步驟沖渣廢水被分為污泥和清水，污泥進入污泥池灰渣進行脫水即可；清水進入清水池排出即可。
2、化學廢水處理。化學廢水分為無機廢水和有機廢水兩種，需要分開處理：無機廢水先進入中和池，調節PH值在進行進一步處理。因為含有大量酸和鹼，處理時考慮回收利用，採用沉澱、混凝、吸附、離子交換、電滲析等方法都能有效處理；有機廢水處理，有機廢水來自鍋爐的有機酸洗廢水，採用蒸發池處理即可。
3、脫硫廢水。脫硫廢水因為其成分復雜，含油亞硝酸鹽、硫酸鹽和較多懸浮物，且脫硫廢水中酸性物質較多，腐蝕性強，要經過合理的處理才能排放。單一的設備是無法對其進行有效處理的，所以脫硫廢水要進行進一步深入處理。脫硫廢水先進入預處理系統進行絮凝、沉降、中和，減少廢水中的懸浮物，提高廢水PH值，為深度處理做准備。深入處理。
我推薦採用蒸發法，用MVR蒸發器來進行處理，MVR蒸發器技術雖然較新但是工藝較成熟，但短短十幾年已在各各行各業廣泛應用，選擇一家合適的蒸發器廠直接關繫到能否對脫硫廢水達到「零排放標准」。
㈦ 電廠脫硫廢水加鹼後變紅色是什麼問題（脫硫
脫硫廢水中的雜質主要來源於煙氣和石灰石。煤中的多種元素，如F、C1、Cd等，在燃燒過程中產生多種化合物，隨煙氣進入脫硫裝置吸收塔，溶解於吸收漿液中。脫硫廢水一般呈弱酸性，pH為4～6，懸浮物含量高(脫硫廢水中的懸浮物主要是石膏顆粒、二氧化硅，以及鐵、鋁的氫氧化物)，陽離子為鈣、鎂等離子，含量極高，鐵、鋁含量較高，其它重金屬離子含量不高，陰離子主要有CI一、S042一、SO]-．F『等，化學耗氧量與通常的廢水不同，在脫硫廢水中，形成化學耗氧量的主要因素不是有機物，而是還原態的無機物連二硫酸鹽l3]。雖然脫硫廢水量一般不大，但由於水質特殊，不能排入火電廠工業廢水處理系統處理，需要設置單獨處理系統。脫硫廢水的處理方法有：水與經濃縮脫水的石膏混合後排至干灰場，廢水中的重金屬及酸性物質與飛灰中CaO結合固化石膏；利用電除塵器與空氣加熱器之間的煙道問隙，加熱蒸發脫硫廢水；專用脫硫廢水化學中和處理；用於水力沖灰。脫硫廢水處理工藝採用物化法。針對脫硫廢水中主要污染物重金屬和懸浮物通過添加化學葯劑使其沉澱，再通過澄清器將沉澱物分離，出水排放，沉澱污泥通過板框機脫水後外運處理，從而達到去除廢水中污染物的目的。廢水通過管路流入中和箱，同時按比例加入制備合格的石灰漿液，將中和箱pH調整到9.2+0.3，此pH范圍適合大多數重金屬離子的沉澱。並非所有重金屬可通過與石灰漿作用形成很好的沉澱，其中主要是鎘和汞。因此，需要在沉降箱中按比例加入重金屬沉澱劑有機硫化物(TMTl5)。為了提高沉降效果，需向絮凝箱中按比例加入絮凝劑硫酸氯化鐵(FeC1SO)，使氫氧化物、化合物及其它固形物從廢水中沉澱出來。為了讓絮凝後的廢水中產生的細小礬花積聚成大顆粒，以便於廢水進入澄清池後更快的沉降，在絮凝箱出口管路上添加助凝劑聚丙烯醯胺(PAM)。加葯混合反應後的廢水在重力作用下流入澄清池，進行固液分離。澄清池出水在出水箱中通過添加HC1將pH調整為標准要求的范圍(6～9)內排放。電廠脫硫廢水處理葯品是化學品，直接接觸對人體有傷害，但穿戴勞保用品合理使用，沒有影響。
㈧ 燃煤電廠脫硫廢水排放指標限值的計算方法研究
目前我國燃煤電廠脫硫廢水標准DL/T997—2006的排放指標與限制內容已不符合社會發展需要，為此，本文提出了燃煤電廠脫硫廢水排放指標限值相關計算方法。
論文調研了美國和國內的相關規范，對排放指標確定范圍的具體數值和演算法模型展開深入研究，結合我國行業發展狀況和國情給出了具體的修訂建議，通過計算模型得出脫硫廢水污染物控制參數的直接排放限值，氯化物日最大排放限值≤500mg/L，總溶解固體(TDS)日最大排放限值≤215mg/L，硒≤1.5mg/L，汞≤0.005mg/L等。
2015年國務院印發《水污染防治行動計劃》(以下簡稱「水十條」)明確了我國水環境治理的重點，為中國水污染防治指明了方向。
燃煤電廠濕式石灰石石膏法煙氣脫硫(FGD)產生的脫硫廢水以其污染物組分復雜、不少重金屬含量超標，直接排放將對環境及人體產生多重且長期的危害，因此電力行業2006年首次制定了《火電廠石灰石石膏濕法脫硫廢水水質控制指標》DL/T997，通過濃度控制對相應的污染物排放指標、處理技術提出了無害化要求。
脫硫廢水常規處理方法為化學沉澱、絮凝、中和、沉澱等技術路線，但隨著近年來零排放技術等的逐步出現與成熟，加之現有執行標準的控制指標種類少、不區分技術制定標准限值等問題，原有標准在技術先進性、環境要求方面的適應性越來越低。
為進一步完善國家環境污染物排放標准體系，規范和加強火電行業廢水排放管控，引導電力污染物環保產業可持續健康發展，對脫硫廢水標准進行修標已是大勢所趨尺宏。
本文通過對比我國與美國污染物排放標準的修訂及污染物排放指標濃度限值的計算模型，制定出適用於我國脫硫廢水污染物控制參數的直接排放限值計算方法。
1中美污染物排放標准修訂對比
1.1美國確定基於技術的污染物排放指標的流程
美國確陵鬧冊定水質污染物排放限值的方法基本分為以下3種：①特定化學物質法;②廢水綜合毒性法;③生物基準或生物學評估法。
經研究，美國工業點源水污染物排放限值的確定方法主要為水環境質量的綜合毒性法，該法採用水生生物暴露試驗的方法確定污染物綜合毒性，適用於難確定廢水水質復雜且難提出特定污染物的情況。
這區別於為滿足特定化學物質水質基準的特定化學物質法。根據美國國家污染物排放削減計劃(NPDES)，其核心內容即排污許可證的頒發與實施，而該政策的實施內容則為點源水污染物排污許可限值。
美國對於點源污染物排放限值的確定方法依據之一為技術基礎(technology-based)，即考慮目前能達到的技術處理能力;之二為水質基礎(water quality-based)，即充分考慮以環境生物影響與人體健康為本的水質標准。
圖1給出了美國EPA基於處理技術確定廢水污染物排放指標限值的客觀研究流程。
圖1 美國環保署(EPA)水污染物排放標准限值確定流程
1.2國內常規污染物排放標準的修訂程序
我國的工業污染物排放控制標准通常以對應的污染物去除工藝、技術路線為主要修標依據，以人體健康(即環境效益)為基本要求，標准所控制的技術路線除技術可行外還要充分考慮經濟指標，即投資、運行費用等。
根據以上現有客觀修訂依據，本文作者通過綜合分析各類標準的修訂背景、必要性、計算研究方法等步驟，所確定的標准確定過程分解如圖2。
圖2 脫硫廢水污染物控制標準的修標流程
1.3我國污染物排放指標存在的問題
1.3.1相關指標在標准中體現不夠
我國對於脫硫廢水的控制標准有行業標准《火電廠石灰石-石膏濕法脫硫廢水水質控制指標》(DL/T997—2006)，其中指標有對重金屬的控制如總汞、總鉻、總鎘、總鉛、總鎳、懸浮物、化學耗氧量、硫化物、氟化物、硫酸鹽、pH進行了制約。
考慮到目前國內推薦應用的脫硫廢水處理技術路線，如沉澱、混凝、彎汪中和等化學處理後達標排放，即三聯箱技術。此路線對懸浮物與大部分金屬及重
金屬汞、砷去除率很高，但對氯化物、溴化物、硼、硫酸鹽、銨和其他溶解固體(TDS)去除率低[13];並且對某些有害元素如硒等去除效果差。
對於此種處理技術，現有的控制標准種類少，對可溶性鹽及硒等有害物質的排放在標准中體現不夠。
其次我國推薦的脫硫廢水處理技術路線還有化學沉澱、混凝、中和預處理+膜濃縮+煙道余熱蒸發乾燥/蒸發結晶，即脫硫廢水零排放技術。
此技術需要對汞、砷、硒和硝酸鹽/亞硝酸鹽的出水濃度進行限值，以及對總懸浮固體(TSS)進行限制。
我國脫硫廢水控制標准不再符合社會發展需要，需增加現有執行標準的控制指標，更應該關注溶解性總固體TDS、硝酸鹽/亞硝酸鹽，汞、六價鉻、銅、硒等有害物質控制指標。
1.3.2未充分考慮技術經濟可行性
深入研究美國環保署2015年最新修訂的關於點源燃煤電站的污染物排放標准40 CFR Part423，《Effluent Limitations Guidelines and Standards for the Steam Electric Power Generating Point Source Category》;Final Rule，關於FGD廢水的控制標准有兩套BAT(best available technology economically achievable，最佳經濟可行技術)限制，第一套BAT控制標準是對TSS(total suspended solid，總懸浮固體)制定的數值限制標准，該控制方法與EPA先前制定的關於TSS的BPT(best practicable control technology currently available，最佳現有實用控制技術)規范在數值上相同;第二套BAT控制標準是對汞、砷、硒、硝酸鹽/亞硝酸鹽氮制定的數值限制標准，而自願採用先進技術的現存燃煤電廠(ES，existing sources)與新建電廠(NS，new sources)的FGD廢水控制指標為汞、砷、硒、TDS(溶解性總固體)。
但我國還未建立系統的污染物削減技術評估體系，目前我國制訂的BAT僅11個，不足以支撐所有行業的水污染物排放標准制修訂工作。
1.3.3標准在技術先進性、環境要求方面的適應性需提高
在制定標准時應與現今脫硫廢水處理技術及環境要求無縫銜接。行業水污染物排放限值是通過綜合考慮工業排污水平、污染物處理技術、環境質量要求、國內外相關標准等多方面的因素來制訂。
如今零排放技術已在我國部分應用，《火電廠石灰石-石膏濕法脫硫廢水水質控制指標》已遠遠不適用於當今污染控制技術。
美國對於濕法脫硫廢水的排放控制標准，美國EPA根據不同的處理技術分別制定了不同的控制限值。
如只採用化學沉澱法處理脫硫廢水的電廠需要針對汞、砷提出控制標准;採用化學沉澱後續串聯生物處理脫硫廢水的電廠需要提出汞、砷、硒、硝酸鹽/亞硝酸鹽態氮的控制標准;而採用蒸發處理脫硫廢水的電廠則提出控制汞、砷、硒和總溶解性固體的要求。
2相關計算模型
2.1發達國家確定污染物排放指標濃度限值的計算模型
參考美國國家污染物削減計劃(NPDES)中基於BAT技術的水污染物濃度限值計算方法建立計算模型過程。
(1)確定需要控制的污染物指標，根據造成的環境影響即主要矛盾，包括長期/慢性和短期/急性毒性確定。
(2)工業廢水濃度限值分為日最大濃度限值(短期)與30天平均值(長期)，分直接排放到自然水體的濃度限值和排放到下游公共污水處理設備的濃度限值，不同濃度的演算法公式也不同。
以工廠排放的某污染物i為例，討論長期平均值(long time average，LTA)，如式(1)。
(3)日變異系數和月變異系數VF的確定。
(4)根據計算模型標准濃度限值=LTA×VF，最終確定排污行業不同污染物濃度的濃度限值標准。
(5)可行性驗證。
2.2適用於我國工業廢水排放的標准限值計算模型
(1)某種污染物濃度限值確定行業長期平均值採用算術平均根的計算模型，以企業排放的COD為例，公式如式(2)。
3我國脫硫廢水排放標準的濃度限值計算方法
依據新修訂脫硫廢水排放標準的標准限值依託的技術依據擬採用零排放技術「化學預處理+RO膜濃縮減量+蒸發結晶」技術為主、「化學預處理+RO膜濃縮減量+余熱煙氣旁路蒸發」技術為輔。
已知正常工況下兩種技術的出水指標相當，形成的脫硫廢水零排放系統的主要污染物進出口控制參數如表1，以國內某燃煤電廠大型脫硫廢水零排放工程實例為參考原型。
表1 脫硫廢水零排放系統的主要污染物進出口控制參數
根據燃煤電廠石灰石石膏濕法脫硫廢水的水質特點、主要污染物種類可能造成環境危害以及現有水質標準的主要控制對象的分析，以及環保部推薦的最佳處理技術的結論，確定了脫硫廢水中需要控制的污染物種類，如表2。
表2 基於蒸發結晶/旁路蒸發技術(BAT)的脫硫廢水污染物控制參數確定
下面以10家採用脫硫廢水零排放技術的燃煤電廠出水水質數據為基礎，以具有代表性的污染物硫酸根離子SO42–為例代入數學模型計算，過程和結果如下。
(1)計算長期平均值LTA，如式(8)。
國家規定的化學需氧量的測定方法為重鉻酸鹽法，由GB11914—1989可知，該方法檢出限為0.2mg/L;未檢出比例為p=0。
表1中的其他類型污染物的BAT濃度限值的計算結果同硫酸根，因此最終計算結果如表2。
4結論與展望
(1)以最佳可利用技術(BAT)——脫硫廢水零排放技術蒸發結晶的工藝路線為標准濃度限值確定的技術依據，充分學習我國與美國環保部門制定廢水排放標准限值時藉助的數學模型演算法，確定了該技術方案支持下的脫硫廢水排放控制標準的污染物種類與控制濃度區間。
(2)在深入研究了我國和美國的標准限值確定方法的基礎上，融合了兩國計算模型的共同點，得出了根據脫硫廢水水質水量特點確定的需要污染物種類，包括新增的TDS日最大排放限值、硝酸鹽日最大排放限值、氯化物等無機鹽離子的控制水平、二類污染物銅、硒的控制水平以及一類污染物汞、六價鉻等重金屬控制指標等。
(3)脫硫廢水新的控制指標應更加適應當前及未來的環境發展需要。
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㈨ 脫硫廢水中需要處理掉的雜質有哪些
第1：石膏懸浮物
脫硫漿液中的大部分懸浮物通過石膏脫水系統處理後以石膏的形版式排出系統，進權入廢水中的只是一小部分。脫硫廢水中的懸浮物主要是石膏，其次還有來自煙氣的飛灰、脫硫過程中加入的碳酸鈣以及亞硫酸鈣等。
第2：重金屬
重金屬元素在火電廠廢水中並不多見，但是脫硫廢水中主要的污染物。
第3：氟化物
脫硫廢水中的氟化物也是需要排除去的一種雜質，廢水的除氟一般採用化學沉澱法來進行去除。因為沉澱平衡的影響，如果直接對脫硫廢水進行化學沉澱處理，則會除去大部分的氟。如果將其與其它廢水混合處理，因為稀釋作用，最終沉澱平衡後氟的殘留總量將會很高，氟化物總的去除率將很低。
第4：硫酸鹽
脫硫廢水中的硫酸鹽含量很高，通過是通過硫酸鈣沉澱來進行去除一部分硫酸鹽。但是，如果脫硫廢水與其它廢水混合，則因稀釋作用，會增大硫酸鈣的溶解量，使水中硫酸鹽的絕對含量增大同時也加大了去除的難度。所在脫硫廢水進行排除雜質時最好不要與其它廢水混合，單獨進行處理效果會更理想。
㈩ 脫硫廢水處理方式有哪些
(1)離子交換法處理脫硫廢水
用大孔巰基離子交換樹脂吸附汞離子，達到去除水中汞離子的內目的;吸附法，利容用活性炭吸附原理，由於活性炭具有極大的表面積，在活化過程中形成一些含氧官能團，使活性炭具有化學吸附和催化氧化、還原的性能，能有效去除重金屬。
(2)電絮凝法處理脫硫廢水
電絮凝技術也被運用到濕法脫硫的廢水處理中。電絮凝是利用電化學的原理，在電流的作用下溶解可溶性電極，使其成為帶有電荷的離子並釋放出電子。產生有絮凝作用的化合物。另外釋放出的電子還原帶有正電的污染物，從而達到去除液體中污染物的目的。
(3)蒸發處理脫硫廢水
將廢水通過傳統的加葯方式進行預處理。處理後的廢水經預熱器加熱後進入蒸發系統。蒸發系統主要分為四個部分：熱輸入部分，熱回收部分、結晶轉運部分、附屬系統部分。