脱硫废水喷雾蒸发应用单位

Ⅰ 有做脱硫废水处理的吗

脱硫废水处理技术主要包括两种：
第一种是蒸发结晶法，该方法可以回收水资版源和结晶盐权，能耗过高是限制其大规模应用的主要原因。此外，为了确保蒸发结晶器正常运行和保证结晶盐品质，需要对脱硫废水进行严格的预处理，如去除废水中的硬度、有机物和重金属等。因此，要实现蒸发结晶法的大规模应用，必须注重强开发废水减量化预处理技术的研发，以期降低蒸发工段的建设和和运行成本，同时还要研究高效的脱硫废水预处理技术。
第二种是烟道蒸发处理法，该工艺操作简单，运行成本低，但是烟道处理法不能回收水资源，而且尚有大量潜在影响不能确定，包括对后续除尘等工艺的影响，以及可能引起的烟道腐蚀问题等。因此，在烟道蒸发处理脱硫废水方面，应注重废水进入烟道后对烟气排放和烟气处理系统的影响研究。烟道处理法要得到广泛应用，还要进行大量、长期、全面的经济技术研究和评价。

Ⅱ 脱硫小知识

1.脱硫都有什么好的方法啊
湿法、半干法、干法三大类脱硫工艺。

最常见的脱硫方法为钙法脱硫与氨法脱硫，炉内喷钙、等离子、海水脱硫等市场很小，仅适用与特殊情况。湿法脱硫技术较为成熟，效率高，操作简单。

传统的石灰石/石灰—石膏法烟气脱硫工艺采用钙基脱硫剂吸收二氧化硫后生成的亚硫酸钙、硫酸钙，由于其溶解度较小，极易在脱硫塔内及管道内形成结垢、堵塞现象。双碱法烟气脱硫技术是为了克服石灰石—石灰法容易结垢的缺点而发展起来的。

随着新环保法的逐步实施，对脱硫效率要求也越来越高，能满足脱硫效率的脱硫方式唯有钙法与氨法，但是钙法脱硫存在工艺复杂、堵塞、腐蚀、硫石膏堆置等问题，但仍是当前的主流脱硫方式；氨法脱硫方式工艺较简单，不会产生任何废弃物，且产生的硫酸铵可以做复合肥，但仍存在投资较大，运行费用较高的问题。氨法脱硫是当前问题最少的脱硫方式，也是以后的主流趋势，新的脱硫脱硝一体化技术已逐步完善，能够达到新环保法超低排放的标准。

2.烟气脱硫方法
最低0.27元开通文库会员，查看完整内容> 原发布者：FX资料库 燕中凯一、我国“十二五”烟气脱硫的政策背景二氧化硫减排是我国“十二五”|主要污染物减排最重要的任务之一。

2011年3月，国务院发布的“十二五”规划纲要将二氧化硫作为主要污染物减排总量控制的约束性指标，要达到减少8%的目标。2011年12月，国家“十二五”环境保护规划已经公布，为达到减排8%的目标，二氧化硫排放量由2010年的2267.8万吨要进一步降低到2015年2086.4万吨。

与此同时，我国的煤炭消费量预计将由2010年的30亿吨增长到2015年的38亿吨左右。因此，二氧化硫减排任务十分艰巨。

2011年11月，国务院发布了《国务院关于加强环境保护重点工作的意见》（国发〔2011〕35号）提出：对电力行业实行二氧化硫排放总量控制，继续加强燃煤电厂脱硫，新建燃煤机组应同步建设脱硫脱硝设施；对钢铁行业实行二氧化硫排放总量控制，强化水泥、石化、煤化工行业二氧化硫和氮氧化物治理。火电厂是我国二氧化硫的主要排放源，也是我国二氧化硫减排的主战场。

经修订的《火电厂大气污染物排放标准》（GB13223-2011）已于2011年9月颁布，从2012年开始执行。其中规定新建燃煤电厂二氧化硫的排放限值为100mg/m3（高硫煤地区为200 mg/m3）；现有电厂改造执行200mg/Nm3（高硫煤地区执行400）；重点地区的燃煤电厂执行50mg/Nm3对燃煤硫分在国家环保部42有机胺法是在化工行业脱除硫化氢的工艺上发展起来的，也可达到（。
3.脱硫的方法
烟气脱硫 指从烟道气或其他工业废气中除去硫氧化物（SO2和SO3）。

目录 1工艺简介 2基本原理 3工艺方法 ▪ 方法简介 ▪ 干式脱硫 ▪ 喷雾脱硫 ▪ 煤灰脱硫 ▪ 湿法脱硫 4工艺历史 5脱硫的防腐保护 1工艺简介编辑 烟气脱硫（Flue gas desulfurization，简称FGD）,[1]在FGD技术中，按脱硫剂的种类划分，可分为以下五种方法：以CaCO3（石灰石）为基础的钙法，以MgO为基础的镁法，以Na2SO3为基础的钠法，以NH3为基础的氨法，以有机碱为基础的有机碱法。[1] 2基本原理编辑 化学原理：烟气中的SO2 实质上是酸性的，[2]可以通过与适当的碱性物质反应从烟气中脱除SO2。

烟道气脱最常用的碱性物质是石灰石（碳酸钙）、生石灰（氧化钙，Cao）和熟石灰（氢氧化钙）。石灰石产量丰富，因而相对便宜，生石灰和熟石灰都是由石灰石通过加热来制取。

有时也用碳酸纳（纯碱）、碳酸镁和氨等其它碱性物质。所用的碱性物质与烟道气中的SO2发生反应，产生了一种亚硫酸盐和硫酸盐的混合物（根据所用的碱性物质不同，这些盐可能是钙盐、钠盐、镁盐或铵盐）。

亚硫酸盐和硫酸盐间的比率取决于工艺条件，在某些工艺中，所有亚硫酸盐都转化成了硫酸盐。SO2与碱性物质间的反应或在碱溶液中发生（湿法烟道气脱硫技术），或在固体碱性物质的湿润表面发生（干法或半干法烟道气脱硫技术）。

在湿法烟气脱硫系统中，碱性物质（通常是碱溶液，更多情况是碱的浆液）与烟道气在喷雾塔中相遇。烟道气中SO2溶解在水中，形成一种稀酸溶液，然后与溶解在水中的碱性物质发生中和反应。

反应生成的亚硫酸盐和硫酸盐从水溶液中析出，析出情况取决于溶液中存在的不同盐的相对溶解性。例如，硫酸钙的溶解性相对较差，因而易于析出。

硫酸纳和硫酸铵的溶解性则好得多。SO2在干法和半干法烟道气脱硫系统中，固体碱性吸收剂或使烟气穿过碱性吸收剂床喷入烟道气流中，使其与烟道气相接触。

无论哪种情况，SO2都是与固体碱性物质直接反应，生成相应的亚硫酸盐和硫酸盐。为了使这种反应能够进行，固体碱性物质必须是十分疏松或相当细碎。

在半干法烟道气脱硫系统中，水被加入到烟道气中，以在碱性物质颗粒物表面形成一层液膜，SO2溶入液膜，加速了与固体碱性物质的反应。 3工艺方法编辑 方法简介 世界上普遍使用的商业化技术是钙法，所占比例在90%以上。

按吸收剂及脱硫产物在脱硫过程中的干湿状态又可将脱硫技术分为湿法、干法和半干（半湿）法。湿法FGD技术是用含有吸收剂的溶液或浆液在湿状态下脱硫和处理脱硫产物，该法具有脱硫反应速度快、设备简单、脱硫效率高等优点，但普遍存在腐蚀严重、运行维护费用高及易造成二次污染等问题。

干法FGD技术的脱硫吸收和产物处理均在干状态下进行，该法具有无污水废酸排出、设备腐蚀程度较轻，烟气在净化过程中无明显降温、净化后烟温高、利于烟囱排气扩散、二次污染少等优点，但存在脱硫效率低，反应速度较慢、设备庞大等问题。半干法FGD技术是指脱硫剂在干燥状态下脱硫、在湿状态下再生（如水洗活性炭再生流程），或者在湿状态下脱硫、在干状态下处理脱硫产物（如喷雾干燥法）的烟气脱硫技术。

特别是在湿状态下脱硫、在干状态下处理脱硫产物的半干法，以其既有湿法脱硫反应速度快、脱硫效率高的优点，又有干法无污水废酸排出、脱硫后产物易于处理的优势而受到人们广泛的关注。按脱硫产物的用途，可分为抛弃法和回收法两种。

目前，国内外常用的烟气脱硫方法按其工艺大致可分为三类：湿式抛弃工艺、湿式回收工艺和干法工艺。其中变频器在设备中的应用为节约能源做出了巨大贡献。

[3] 干式脱硫 干式烟气脱硫工艺 该工艺用于电厂烟气脱硫始于80年代初，与常规的湿式洗涤工艺相比有以下优点：投资费用较低；脱硫产物呈干态，并和飞灰相混；无需装设除雾器及再热器；设备不易腐蚀，不易发生结垢及堵塞。其缺点是：吸收剂的利用率低于湿式烟气脱硫工艺；用于高硫煤时经济性差；飞灰与脱硫产物相混可能影响综合利用；对干燥过程控制要求很高。

喷雾脱硫 喷雾干式烟气脱硫工艺 喷雾干式烟气脱硫（简称干法FGD），最先由美国JOY公司和丹麦NiroAtomier公司共同开发的脱硫工艺，70年代中期得到发展，并在电力工业迅速推广应用。该工艺用雾化的石灰浆液在喷雾干燥塔中与烟气接触，石灰浆液与SO2反应后生成一种干燥的固体反应物，最后连同飞灰一起被除尘器收集。

我国曾在四川省白马电厂进行了旋转喷雾干法烟气脱硫的中间试验，取得了一些经验，为在200~300MW机组上采用旋转喷雾干法烟气脱硫优化参数的设计提供了依据。 煤灰脱硫 粉煤灰干式烟气脱硫技术 日本从1985年起，研究利用粉煤灰作为脱硫剂的干式烟气脱硫技术，到1988年底完成工业实用化试验，1991年初投运了首台粉煤灰干式脱硫设备，处理烟气量644000Nm3/h。

其特点：脱硫率高达60%以上，性能稳定，达到了一般湿式法脱硫性能水平；脱硫剂成本低；用水量少，无需排水处理和排烟再加热，设备总费用比湿式法脱硫低1/4；煤灰脱硫剂可以复用；没有浆料，维护容易，设备系。
4.常用燃煤烟气脱硫方法有哪几大类
常见的脱硫技术编辑烟气脱硫（FGD）是工业行业大规模应用的、有效的脱硫方法。

按照硫化物吸收剂及副产品的形态，脱硫技术可分为干法、半干法和湿法三种。干法脱硫工艺主要是利用固体吸收剂去除烟气中的SO2，一般把石灰石细粉喷入炉膛中，使其受热分解成CaO，吸收烟气中的SO2，生成CaSO3，与飞灰一起在除尘器收集或经烟囱排出。

湿法烟气脱硫是采用液体吸收剂在离子条件下的气液反应，进而去除烟气中的SO2，系统所用设备简单， 运行稳定可靠，脱硫效率高。干法脱硫的最大优点是治理中无废水、废酸的排出，减少了二次污染；缺点是脱硫效率低，设备庞大。

湿法脱硫采用液体吸收剂洗涤烟气以除去SO2，所用设备比较简单，操作容易，脱硫效率高；但脱硫后烟气温度较低，设备的腐蚀较干法严重。[1] 石灰石（石灰）-石膏湿法烟气脱硫工艺石灰石（石灰）湿法脱硫技术由于吸收剂价廉易得，在湿法FGD领域得到广泛的应用。

以石灰石为吸收剂反应机理为：吸收：SO2(g)→ SO2(L)+H2O → H++HSO3- → H+ +SO32-溶解：CaCO3(s)+H+ → Ca2++HCO3-中和：HCO3- +H+ →CO2(g)+H2O氧化：HSO3-+1/2O2→SO32-+H+SO32- +1/2O2→SO42-结晶：Ca2++SO42- +1/2H2O →CaSO4·1/2H2O(s)该工艺的特点是脱硫效率高（>95%）、吸收剂利用率高（>90%）、能适应高浓度SO2烟气条件、钙硫比低（一般<1.05） 、脱硫石膏可以综合利用等。缺点是基建投资费用高、水消耗大、脱硫废水具有腐蚀性等。

海水烟气脱硫海水烟气脱硫工艺是利用海水的碱度达到脱除烟气中二氧化硫的一种脱硫方法。脱硫过程不需要添加任何化学药剂，也不产生固体废弃物，脱硫效率>92%，运行及维护费用较低。

烟气经除尘器除尘后，由增压风机送入气-气换热器降温，然后送入吸收塔。在脱硫吸收塔内，与来自循环冷却系统的大量海水接触，烟气中的二氧化硫被吸收反应脱除，海水经氧化后排放。

脱除二氧化硫后的烟气经换热器升温，由烟道排放。海水烟气脱硫工艺受地域限制，仅适用于有丰富海水资源的工程，特别适用于海水作循环冷却水的火电厂，但需要妥善解决吸收塔内部、吸收塔排水管沟及其后部烟道、烟囱、曝气池和曝气装置的防腐问题。

其工艺流程见图1。喷雾干燥工艺喷雾干燥工艺（SDA）是一种半干法烟气脱硫技术，其市场占有率仅次于湿法。

该法是将吸收剂浆液Ca(OH)2在反应塔内喷雾，雾滴在吸收烟气中SO2的同时被热烟气蒸发，生成固体并由除尘器捕集。当钙硫比为1.3~1.6时，脱硫效率可达80%~90%。

半干法FGD技术兼干法与湿法的一般特点。其主要缺点是利用消石灰乳作为吸收剂，系统易结垢和堵塞，而且需要专门设备进行吸收剂的制备，因而投资费用偏大；脱硫效率和吸收剂利用率也不如石灰石/石膏法高。

喷雾干燥技术在燃用低硫和中硫煤的中小容量机组上应用较多。国内于1990年1月在白马电厂建成了一套中型试验装置。

后来许多机组也采用此脱硫工艺，技术已基本成熟。电子束烟气脱硫工艺（EBA法）电子束辐射技术脱硫工艺是一种干法脱硫技术，是一种物理方法和化学方法相结合的高新技术。

该工艺的流程是由排烟预除尘、烟气冷却、氨的冲入、电子束照射和副产品捕集工序组成。锅炉所排出的烟气，经过集尘器的粗滤处理之后进入冷却塔，在冷却塔内喷射冷却水，将烟气冷却到适合于脱硫、脱硝处理的温度（约70℃）。

烟气的露点通常约为50℃。通过冷却塔后的烟气流进反应器，注入接近化学计量比的氨气、压缩空气和软水混合喷入，加入氨的量取决于SOx和NOx浓度，经过电子束照射后，SOx和NOx在自由基的作用下生成中间物硫酸和硝酸。

然后硫酸和硝酸与共存的氨进行中和反应，生成粉状颗粒硫酸铵和硝酸铵的混合体。脱硫率可达90%以上，脱硝率可达80%以上。

此外，还可采用钠基、镁基和氨作吸收剂，一般反应所生成的硫酸铵和硝酸铵混合微粒被副成品集尘器分离和捕集，经过净化的烟气升压后向大气排放。
5.烟气脱硫方法有哪些
工业化的主要技术有：①湿式石灰/石灰石—石膏法 该法用石灰或石灰石的浆液吸收烟气中的SO2，生成半水亚硫酸钙或再氧化成石膏。

其技术成熟程度高，脱硫效率稳定，达90%以上，是目前国内外的主要方法。②喷雾干燥法 该法是采用石灰乳作为吸收剂喷入脱硫塔内，经脱硫及干燥后为粉状脱硫渣排出，属半干法脱硫，脱硫效率85%左右，投资比湿式石灰石-石膏法低。

目前主要应用在美国。③吸收再生法 主要有氨法、氧化镁法、双碱法、W-L法。

脱硫效率可达95%左右，技术较成熟。④炉内喷钙—增湿活化脱硫法 该法是一种将粉状钙质脱硫剂（石灰石）直接喷入燃烧锅炉炉膛的脱硫技术，适用于中、低硫煤锅炉，脱硫效率约85%。
6.湿法脱硫技术的原理、工艺流程等
湿法脱硫工艺技术原理、流程：烟气进入脱硫装置的湿式吸收塔，与自上而下喷淋的碱性石灰石浆液雾滴逆流接触，其中的酸性氧化物SO2以及其他污染物HCL、HF等被吸收，烟气得以充分净化；吸收SO2后的浆液反应生成CaSO3，通过就地强制氧化、结晶生成CaSO4•2H2O，经脱水后得到商品级脱硫副产品—石膏，最终实现含硫烟气的综合治理。

(2)脱硫废水喷雾蒸发应用单位扩展阅读：技术优势： 1集消烟、脱硫、脱氮、除尘、脱水一体化同时完成的技术设计，结构简单紧凑、工艺流程合理，内部不易结垢堵塞，烟气不带水设计； 2设备内部有效面积使用率达100%设计，用烟尘在整个净化过程中全部完全溶于碱性水溶液，达到高效传质的效果；3应用高效外溅喷射雾化设计，设备内部无易损件设计，保证最高效的脱硫与除尘； 4构成烟气与碱性溶液最充分的传质过程、以保证达到最高效的脱硫与除尘； 5制造材料可选用天然耐磨蚀的花岗石制成，解决了环保设备长期以来不耐磨、不抗腐蚀、寿命短等缺点； 6保证一定的液气化、稳定的二氧化硫吸收速率、控制ph值在10左右25%的稀碱液作为二氧化硫吸收剂。不易挥发、损失小，实现脱硫效率高、效果稳定，还有效地解决了设备内部积灰、结垢问题； 7设备内部畅通的烟气通道设计、烟气走向没有死角，降低烟气热态阻力，保证设计工况下的效果，不影响锅炉等燃烧设备的运行； 8简易高效的循环双碱法脱硫原理，充分利用了工厂生产的废碱液、以废治废、综合利用、降低运行成本、碱性水闭路循环使用、废水利用率100%、实现无二次废水污染排放参考资料：网络——脱硫技术。
7.脱硫的工艺种类
石灰石——石膏法脱硫工艺是世界上应用最广泛的一种脱硫技术，日本、德国、美国的火力发电厂采用的烟气脱硫装置约90%采用此工艺。

它的工作原理是：将石灰石粉加水制成浆液作为吸收剂泵入吸收塔与烟气充分接触混合，烟气中的二氧化硫与浆液中的碳酸钙以及从塔下部鼓入的空气进行氧化反应生成硫酸钙，硫酸钙达到一定饱和度后，结晶形成二水石膏。经吸收塔排出的石膏浆液经浓缩、脱水，使其含水量小于10%，然后用输送机送至石膏贮仓堆放，脱硫后的烟气经过除雾器除去雾滴，再经过换热器加热升温后，由烟囱排入大气。

由于吸收塔内吸收剂浆液通过循环泵反复循环与烟气接触，吸收剂利用率很高，钙硫比较低，脱硫效率可大于95%。系统组成：（1）石灰石储运系统（2）石灰石浆液制备及供给系统（3）烟气系统（4）SO2 吸收系统（5）石膏脱水系统（6）石膏储运系统（7）浆液排放系统（8）工艺水系统（9）压缩空气系统（10）废水处理系统（11）氧化空气系统（12）电控制系统技术特点：⑴、吸收剂适用范围广：在FGD装置中可采用各种吸收剂，包括石灰石、石灰、镁石、废苏打溶液等；⑵、燃料适用范围广：适用于燃烧煤、重油、奥里油，以及石油焦等燃料的锅炉的尾气处理；⑶、燃料含硫变化范围适应性强：可以处理燃料含硫量高达8%的烟气；⑷、机组负荷变化适应性强：可以满足机组在15~100%负荷变化范围内的稳定运行；⑸、脱硫效率高：一般大于95%，最高达到98%；⑹、专利托盘技术：有效降低液/气比，有利于塔内气流均布，节省物耗及能耗，方便吸收塔内件检修；⑺、吸收剂利用率高：钙硫比低至1.02~1.03；⑻、副产品纯度高：可生产纯度达95%以上的商品级石膏；⑼、燃煤锅炉烟气的除尘效率高：达到80%~90%；⑽、交叉喷淋管布置技术：有利于降低吸收塔高度。

推荐的适用范围：⑴、200MW及以上的中大型新建或改造机组；⑵、燃煤含硫量在0.5~5%及以上；⑶、要求的脱硫效率在95%以上；⑷、石灰石较丰富且石膏综合利用较广泛的地区 喷雾干燥法脱硫工艺以石灰为脱硫吸收剂，石灰经消化并加水制成消石灰乳，消石灰乳由泵打入位于吸收塔内的雾化装置，在吸收塔内，被雾化成细小液滴的吸收剂与烟气混合接触，与烟气中的SO2发生化学反应生成CaSO3，烟气中的SO2被脱除。与此同时，吸收剂带入的水分迅速被蒸发而干燥，烟气温度随之降低。

脱硫反应产物及未被利用的吸收剂以干燥的颗粒物形式随烟气带出吸收塔，进入除尘器被收集下来。脱硫后的烟气经除尘器除尘后排放。

为了提高脱硫吸收剂的利用率，一般将部分除尘器收集物加入制浆系统进行循环利用。该工艺有两种不同的雾化形式可供选择，一种为旋转喷雾轮雾化，另一种为气液两相流。

喷雾干燥法脱硫工艺具有技术成熟、工艺流程较为简单、系统可靠性高等特点，脱硫率可达到85%以上。该工艺在美国及西欧一些国家有一定应用范围（8%）。

脱硫灰渣可用作制砖、筑路，但多为抛弃至灰场或回填废旧矿坑。 磷铵肥法烟气脱硫技术属于回收法，以其副产品为磷铵而命名。

该工艺过程主要由吸附（活性炭脱硫制酸）、萃取（稀硫酸分解磷矿萃取磷酸）、中和（磷铵中和液制备）、吸收（磷铵液脱硫制肥）、氧化（亚硫酸铵氧化）、浓缩干燥（固体肥料制备）等单元组成。它分为两个系统：烟气脱硫系统——烟气经高效除尘器后使含尘量小于200mg/Nm3，用风机将烟压升高到7000Pa，先经文氏管喷水降温调湿，然后进入四塔并列的活性炭脱硫塔组（其中一只塔周期性切换再生），控制一级脱硫率大于或等于70%，并制得30%左右浓度的硫酸，一级脱硫后的烟气进入二级脱硫塔用磷铵浆液洗涤脱硫，净化后的烟气经分离雾沫后排放。

肥料制备系统——在常规单槽多浆萃取槽中，同一级脱硫制得的稀硫酸分解磷矿粉（P2O5 含量大于26%），过滤后获得稀磷酸（其浓度大于10%），加氨中和后制得磷氨，作为二级脱硫剂，二级脱硫后的料浆经浓缩干燥制成磷铵复合肥料。 炉内喷钙加尾部烟气增湿活化脱硫工艺是在炉内喷钙脱硫工艺的基础上在锅炉尾部增设了增湿段，以提高脱硫效率。

该工艺多以石灰石粉为吸收剂，石灰石粉由气力喷入炉膛850~1150℃温度区，石灰石受热分解为氧化钙和二氧化碳，氧化钙与烟气中的二氧化硫反应生成亚硫酸钙。由于反应在气固两相之间进行，受到传质过程的影响，反应速度较慢，吸收剂利用率较低。

在尾部增湿活化反应器内，增湿水以雾状喷入，与未反应的氧化钙接触生成氢氧化钙进而与烟气中的二氧化硫反应。当钙硫比控制在2.0~2.5时，系统脱硫率可达到65~80%。

由于增湿水的加入使烟气温度下降，一般控制出口烟气温度高于露点温度10~15℃，增湿水由于烟温加热被迅速蒸发，未反应的吸收剂、反应产物呈干燥态随烟气排出，被除尘器收集下来。该脱硫工艺在芬兰、美国、加拿大、法国等国家得到应用，采用这一脱硫技术的最大单机容量已达30万千瓦。

烟气循环流化床脱硫工艺由吸收剂制备、吸收塔、脱硫灰再循环、除尘器及控制系统等部分组成。该工艺一般采用干态的消石灰粉作为吸收剂，。
8.脱硫安全培训有哪些内容
安全教育是企业安全管理工作的重要组成部分，是从根本上杜绝人的不安全行为的重要措施，也是预防和控制事故的重要手段之一。做好企业的安全教育培训工作，才能保证其它安全工作和企业安全生产的顺利进行。为使公司2010年的教育培训有规划、有重点、有目的的进行，特制定以下年度安全教育培训计划。

一、基本思路

（一）加强“安全第一、预防为主”的安全意识教育。安全意识教育就是通过对员工深入细致的思想工作，帮助员工端正事项，提高他们对安全生产的重要性的认识。在提高思想意识的基础上，才能正确理解并积极贯彻执行相关的安全生产规章制度，加强自身的保护意识，不违章操作，不违反劳动纪律，做到“三不伤害”：不伤害自己、不伤害他人、不被他人伤害。

同时对公司各级管理人员（包括领导、公司各部门、车间管理人员、技术人员等）也应加强安全思想意识教育，确保他们在工作时做好带头作用，从关心人、爱护人的生命与健康出发，重视安全生产，做到不违章指挥。

（二）将安全教育贯穿于生产的全过程中，加强全员参与的积极性和安全教育的长期性。做到“全员、全面、全过程”的安全教育。因为生产与安全是不可分割的统一体，哪里有生产，哪里就需要进行安全教育。

（三）开展多种渠道、多种形式的安全教育。安全教育形式要因地制宜，因人而异，灵活多用，尽量采用符合人的认识特点的、感兴趣的、易于接受的方式。针对我公司的具体情况，安全教育的形式主要有以下几个方面：

(1)会议形式。主要有：安全知识讲座、座谈会、报告会、先进经验交流会、事故教训现场会等。

(2)张挂形式。主要有：安全宣传横幅、标语、标志、图片、安全宣传栏等。

(3)音像制品。主要有：安全教育光碟、安全讲座录象等。

(4)现场观摩演示形式。主要有：安全操作方法演示、消防演习、触电急救方法演示等。

（四）严格执行公司的三级安全教育制度，杜绝未经三级安全教育就直接上岗的现象。对于新进厂的员工新工人，应严格要求进行三级安全教育（包括厂级、车间级、班组级安全教育），学习内容包括安全技术知识、设备性能、操作规程、安全制度和严禁事项，并经考核合格后方可进入操作岗位，考核情况要记录在案，三级安全教育时间不少于24学时。

二、主要的培训内容计划：

时间主题方式教育目的对象主培人员

全过程 三级安全教育 上课 加强新员工的安全素质 新进厂员工 安全员等

1月 国家安全法律法规宣传 宣传 加强员工的法律意识 全体员工 安全员

2月 安全生产管理知识、安全生产技术专业知识

上课 加强员工的安全意识 全体员工 安全员

3月 岗位安全操作规程； 上课 加强员工的安全操作 车间人员 安全员

4月 各岗位安全知识教育 会议、宣传 使各岗位人员熟悉其岗位知识 各岗位操作人员 安全员

5月 公司管理人员安全教育 会议 加强管理人员安全意识、加强带头模范作用 公司管理人员 安全员

6、7月 消防安全知识培训教育、夏季安全知识教育 讲座、宣传等 使员工了解防火的重要性和如何救火等常识

预防中暑和触电事故 全体员工 消防保卫员、安全员等

8月 典型事故和应急救援案例分析； 宣传 加强员工安全意识和处理紧急情况的能力 全体员工 安全员

9月 安全生产规章制度和劳动纪律； 上课 确保安全生产 全体员工 安全员

10月 特种作业人员安全教育 上课 加强特种作业人员的安全技能素质 电工、焊工、司机等 安全员

11月 劳保用品使用安全教育 宣传、现场指导 确保员工清楚穿戴劳保用品的作用和如何穿戴劳保用品 全体员工 安全员

12月 2009年度安全培训活动总结、制定下一年安全培训计划

三、要求

1.具体的培训方案应在培训的前一个月制定出来，并报领导审批，及时通知培训涉及的相关人员做好准备。

2.培训结束后，要对培训的效果进行全面的总结。

3.不能按期举行的安全培训教育活动，要及时向上级报告，说明举行的具体时间和原因。

4.年底写好年度培训教育活动的总结报告，提出本年度培训欠缺的方面，和以后教育要注意的方面，并制定下一年的安全培训教育计划。

Ⅲ 燃煤电厂高盐脱硫废水固化基础实验

实验将模拟高盐水与水泥、粉煤灰和河砂拌合，制得固化体，养护至特定龄期后，对其抗压强度和结合氯离子能力进行检测。
通过控制单变量的方法，实验探究了不同组分材料的配比对固化体的抗压强度和结合氯离子能力的影响，并利用XRD对固化体粉末进行了产物表征。
结果表明：在水泥配比为1.08时固化体的抗压强度最高，粉煤灰配比大于0.25后固化体的抗压强度提升明显，模拟高盐水配比越大，固化体的抗压强度越低，河砂量对固化体的抗压强度影响小。
实验中制得的固化体在养护28天后，其抗压强度值在30MPa以上，能达到《混凝土路缘石》标准中路缘石的最低抗压强度要求。随着水泥配比的增大，固化体的结合氯离子能力增大21.7%，且受水泥水化所需水量的限制，其增大趋势渐缓；由于粉煤灰在水化过程中的产物与氯离子生成的s盐量较少，随着粉煤灰配比的增大，固化体的结合氯离子能力仅增大4.9%。XRD的结果验证了水泥固化过程中s盐的存在。
石灰石/石膏湿法脱硫工艺作为当前燃煤电厂主流脱硫技术，具有脱硫效率高，技术成熟，运行稳定等优点，但为了防止循环浆液系统氯离子等元素的过度富集，脱硫系统需要定期外排一定量的脱硫废水。脱硫废水具备以下特点：
1)水质受多种因素影响，且易随工况及煤种变化而变化；
2)pH在4.5-6.5之间，呈弱酸性，氯离子含量高；
3)以石膏颗粒、二氧化硅、铁铝化合物为主要成分的悬浮物含量较高；
4)总溶解性固体含量较高，且变化范围大，一般在30000-60000mg/L，Ca2+和Mg2+等硬度离子含量高；
5)汞、铅、砷等重金属第Ⅰ类污染物超标。因此，脱硫废水处理倍受业内关注。
随着《水污染防治行动计划》（又称为“水十条”）和《火电厂污染防治可行技术指南》的先后发布，脱硫废水零排放成为燃煤电厂环保的重中之重。目前常用的处理工艺是神咐碧传统化学沉淀方法，脱硫废水经过中和沉淀、沉降、絮凝以及浓缩澄清过程，大部分悬浮物和重金属离子会被去除，这一工艺能满足废水行业排放标准（DL/T997-2006），但无法去除迁移性较强的氯离子等可溶性盐分，对硒离子去除效果也不佳，无法实现真正的脱硫废水零排放。
以蒸发结晶和蒸发技术为主的零排放技术是当前脱硫废水处理领域的研究热点。蒸发结晶技术工艺复杂，运行成本高，通过简单预处理后得到的混盐无利用价值，采用分盐工艺能得到纯度较高的结晶盐，但会进一步加大运行成本；低温烟道蒸发以及旁路烟道蒸发技术增加飞灰中含尘量，将处理压力转移至电除尘器，粉煤灰中盐分过高会影响水泥品质。
本研究涉及一种脱硫废水烟气浓缩减量及水泥化固定工艺。如图1所示，在电除尘器后设置带有液柱喷管系统的烟气浓缩塔，利用电除尘器后10%-15%的热烟气与脱硫废水液柱循环换热，实现脱硫废水5-10倍的减量浓缩。浓缩后的高盐废水与水泥、粉煤灰等胶凝材料经混合搅拌机搅拌后进入成型设备，随后转入恒定温度及湿度的养护室中进行养护，根据性能可将养护后的固化体用作混凝土或路缘石等材料。
图1脱硫废水烟气浓缩及水泥化固定工艺图
上述工艺的有益效果为：
1)充分利用电除尘器后烟气，与脱硫废水接触进行传质传热，达到脱硫废水浓缩减量的效果，是对电厂余热资源的充分利用；
2)液柱喷管系统能减少喷淋层设置造成的喷嘴堵塞问题；
3)脱硫塔前烟气含湿量增加，大幅度减少脱硫系统的工艺补充水；
4)水泥固定脱硫废水中的盐分和重金属离子，将流动性的脱硫废水转化为物化性能稳定，不易弥散的固化体，有效避免二次污染；
5)充分利用电厂副产品粉煤灰。
水泥固化技术具有工艺简单，原材料简单易获取，固化体性能稳定的优简神点，被广泛应用于放射性废物、重金属污染废水及污泥等废弃物处理领域。但固化技术用于脱硫废水处理的研究较少，且主要利用粉煤灰的火山灰反应来实现固化稳定化，考虑到脱硫废水水量巨大，固化体中水泥掺入少甚至不掺入，因此，制得的固化体抗压强度性能差，一般只能作填埋处置。Renew等研究了同时固化脱硫废水浓缩液和粉煤灰后的重金属浸出性能，水泥占总混合物的10%，用量较少，所得固化体重金属离子浸出率较低。
然而，对于固化稳定化脱硫废水后固化体的氯离子迁移问题，还鲜有研究。在混凝土行业中，氯离子引起的钢筋锈蚀是钢筋混凝土耐久性能下降的主要原因，氯离子在水泥基材料中主游举要存在三种形式：
1)与水泥中C3A相化学结合形成Friedel’s盐；
2)被物理吸附在水化产物C-S-H凝胶上；
3)游离在孔溶液中。
其中，化学结合和物理吸附形式的氯离子统称为结合氯离子，孔溶液中的游离氯称为自由氯离子。自由氯离子会造成钢筋锈蚀，可用结合氯离子能力来评价混凝土中氯离子存在形式。因此，考虑到固化体的用途，实验利用模拟高盐水与水泥、粉煤灰等材料拌合制得固化体，同时探究了水泥，粉煤灰等不同组分材料对固化体抗压强度及结合氯离子能力的影响。
1实验部分
1.1固化胶凝材料
矿渣硅酸盐水泥（425#）；普通建筑用河砂；粉煤灰，取自华北地区某热电厂；模拟高盐水，实验室配制的Cl-浓度为30000mg/L的NaCl溶液；脱硫废水，某电厂经三联箱处理后的脱硫废水，热浓缩后测得其Cl-浓度为30692mg/L。
1.2实验方法
（1）固化体制备将水泥、河砂和粉煤灰按一定配比拌合，加入适量模拟高盐水或脱硫废水搅拌均匀后转移至40mm×40mm×40mm的六联立方体试模，静置24h成型后置于饱和Ca(OH)2溶液中养护；
（2）抗压强度检测固化体养护至规定龄期后，对其进行抗压强度试验。恒应力压力试验机（河北昌吉仪器有限公司，DYE-300B）以恒定速度移动，当固化体达到最大承受力时，机器停止，通过最大承受力计算抗压强度；
（3）结合氯离子能力检测取养护至28d龄期的固化体粉末，分别用去离子水和硝酸浸泡，利用佛尔哈德法测得硝酸溶液中的氯离子浓度，可求得到单位质量浆体中总氯离子量Pt(mg/g)；利用莫尔法测得水溶液中氯离子浓度，可求得单位质量浆体中自由氯离子量Pf(mg/g)。结合氯离子量Pb=总氯离子量Pt－自由氯离子量Pf。结合氯离子能力:
2实验结果与分析
2.1组分材料对固化体抗压强度的影响
抗压强度是固化体的重要性能，也是固化体再利用的一个重要指标，为了研究各组分材料对固化体抗压强度的影响，实验选用水泥，粉煤灰，高盐水以及河砂作为固化材料，分别设计了水泥量组，粉煤灰量组，高盐水量组以及河砂量组。通过改变单一材料的掺入量，来探究各材料对固化体抗压强度的影响，各组固化体配合比见表1。
表1各组固化体配合比
固化体养护至7d，14d，28d龄期后，对其进行抗压强度检测，3个平行样品作为一组，选择每组检测的平均值作为该龄期下固化体抗压强度值。
（1）水泥量对固化体抗压强度的影响
图2为水泥配比在0.92，1.00，1.08以及1.17时，四组固化体在不同龄期的抗压强度变化趋势图。
图2水泥量对固化体抗压强度的影响趋势图
由图2可以看出，7d和28d的固化体抗压强度值随水泥量增加呈现先增大后减小的趋势，且都在配比为1.08时达到最大值，但7d抗压强度总体变化幅度小，28d抗压强度变化幅度大；14d固化体抗压强度一直随水泥量增大而增大，但上升趋势越来越小，这说明水泥量的增加对固化体前期抗压强度影响小，对后期抗压强度影响大。
结合总体趋势，水泥配比低时固化体在3个龄期的抗压强度都很小，而配比过高会影响抗压强度，这是由于在高盐水量一定的条件下，水泥量的增加意味着水灰比的下降，在高盐水量能满足水化要求时，增加的水泥能充分水化，水泥浆内水化产物增多，浆体内毛细孔隙少，胶凝体积增加，因而抗压强度高。随着水泥量逐渐增加，高盐水量不足以提供水泥浆充分水化所需水量时，多余的水泥使得固化体内未结合的颗粒增多，浆体内毛细孔隙增加，抗压强度下降。当水泥配比为1.08时，固化体抗压强度性能最佳。
（2）粉煤灰量对固化体抗压强度的影响
图3为粉煤灰配比在0.15，0.20，0.25以及0.30时，四组固化体在不同龄期的抗压强度变化趋势图。
由图3可以看出，7d固化体抗压强度随粉煤灰量增加先增大后减小，说明粉煤灰量过高会影响固化体早期抗压强度；14d和28d固化体抗压强度仅在粉煤灰比例大于0.25后有明显提升，配比低时抗压强度变化小。
图3粉煤灰量对固化体抗压强度的影响趋势图
粉煤灰掺量过高会削弱固化体前期抗压强度，提升后期抗压强度。这是由于掺入粉煤灰的水泥拌水后，水泥在数量上和能量上占优势，因而先发生水泥熟料的水化，释放出Ca(OH)2等水化产物，与粉煤灰中的活性成分SiO2和Al2O3反应。
而粉煤灰中玻璃体结构稳定，表面致密性较强，前期与Ca(OH)2的火山灰反应缓慢，未反应的粉煤灰使浆体内孔隙增多，固化体强度下降；随着养护龄期的增加，粉煤灰的水化逐渐占主导作用，粉煤灰本身存在的形态效应，活性效应以及微集料效应相互影响，粉煤灰表面会生成大量的水化硅酸钙凝胶体，可以作为胶凝材料的一部分起到提高抗压强度的作用。
（3）高盐水量对固化体抗压强度的影响
图4为高盐水量配比在0.62，0.67，0.72以及0.77时，四组固化体在不同龄期的抗压强度变化趋势图。
图4高盐水量对固化体抗压强度的影响趋势图
由图4可以看出，在7d、14d以及28d三个龄期，固化体抗压强度都随着高盐水量的增加而减小，且在14d以及28d龄期时抗压强度的减小趋势越来越明显。在水泥量一定的条件下，高盐水量增加会导致浆体内水量过大，超过水泥充分水化所需的水量，多余的水分会在水泥凝结硬化过程中蒸发，在浆体内部留下气孔，影响固化体的抗压强度，且提供的水量越大，可蒸发的水量越大，固化体抗压强度减少的越明显。
（4）河砂量对固化体抗压强度的影响
图5为河砂量配比在0.62，0.67，0.72以及0.77时，四组固化体在不同龄期的抗压强度变化趋势图。
由图5可以看出，在7d、14d和28d三个龄期固化体抗压强度随河砂量的增大总体变化不大，分别在21MPa、30MPa和36MPa左右波动。因此，河砂量的增加对固化体抗压强度影响较小，这是由于河砂在浆体内中主要起骨架或填充作用，不发生明显的化学反应。
图5河砂量对固化体抗压强度的影响趋势图
由图2-图5中各组固化体抗压强度数据可知，固化体28d龄期抗压强度绝大部分在30MPa以上，而这符合《混凝土路缘石》（JC/T899-2016）标准中路缘石最低抗压强度要求。因此，水泥固化工艺制得的固化体能满足标准中抗压强度要求。
2.2组分材料对固化体结合氯离子能力的影响
结合氯离子能力能直观反映固化体中化学反应和物理吸附的氯离子能力，是评价钢筋混凝土钢筋锈蚀的重要指标。为了研究组分材料对固化体结合氯离子能力的影响，在实验3.1中选择水泥量组以及粉煤灰量组固化体，测定其28d龄期下的结合氯离子能力。
（1）水泥量对固化体结合氯离子能力的影响
图6为水泥配比在0.92，1.00，1.08以及1.17时，四组固化体在28d龄期时结合氯离子能力的变化趋势图。
图6水泥量对固化体结合氯离子能力影响趋势图(28d)
由图6可知，28d龄期时固化体结合氯离子能力随水泥配比的增大而增强，但增强幅度越来越小，说明水泥量对固化体结合氯离子能力的提升效果是有限的。水泥配比从0.92增大至1.08，结合氯离子能力由0.668增大为0.813，增大了21.7%。这与固化体水化过程有关，水泥用量增大，水化产物随之增多，对氯离子的化学结合和物理吸附能力增强，因此结合氯离子能力增强，但受水化水量限制，水泥量过高时提升效果有限。
（2）粉煤灰量对固化体结合氯离子能力的影响
图7为粉煤灰配比在0.15，0.20，0.25以及0.30时，四组固化体在28d龄期时结合氯离子能力的变化趋势图。
从图7的总体趋势可以看出，28d龄期时固化体结合氯离子能力随粉煤灰配比的增大而增强，但增强幅度小，粉煤灰配比从0.15提高至0.30时，结合氯离子能力从0.733增大至0.769，仅增大了4.9%。这是因为粉煤灰在水泥水化过程形成的碱性环境中会生成少量水化铝酸钙，可以与氯离子反应生成Fredel’s盐，但生成量较少。
图7粉煤灰量对固化体结合氯离子能力影响趋势图(28d)
2.3不同水样制得的固化体XRD分析
利用模拟高盐水与浓缩脱硫废水分别制得固化体，养护至28d后对其粉末进行XRD衍射分析，结果如图8所示。
由XRD衍射图可知，除了常见的水泥水化产物SiO2和Ca(OH)2，两种水样制得的固化体中还存在Friedel’s盐，这证明模拟高盐水以及浓缩脱硫废水中的氯离子与水泥中的C3A相确实发生反应生成了Friedel’s盐，说明水泥固化过程中生成的Friedel’s盐起到了重要作用。
图8不同水样制得的固化体XRD图
3结论
（1）本文提出了一种脱硫废水烟气浓缩减量及水泥化固定工艺，将烟气浓缩后的脱硫废水与水泥、粉煤灰等材料拌合后制得固化体，从而实现污染物的水泥化固定；
（2）固化体抗压强度随养护龄期增加而提高，水泥配比为1.08时抗压强度达到最高值，粉煤灰配比大于0.25后对抗压强度提升明显，高盐水配比越大，抗压强度越低，河砂量对固化体抗压强度影响小；
（3）水泥配比从0.92增大至1.08，结合氯离子能力增大21.7%，粉煤灰配比从0.15提高至0.30时，结合氯离子能力仅增大了4.9%；
（4）XRD的结果验证了水泥固化过程中Friedel’s盐的存在。
相信经过以上的介绍，大家对燃煤电厂高盐脱硫废水固化基础实验也是有了一定的认识。欢迎登陆中达咨询，查询更多相关信息。

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Ⅳ 脱硫废水处理方式有哪些

(1)离子交换法处理脱硫废水
用大孔巯基离子交换树脂吸附汞离子，达到去除水中汞离子的目的;吸附法，利用活性炭吸附原理，由于活性炭具有极大的表面积，在活化过程中形成一些含氧官能团，使活性炭具有化学吸附和催化氧化、还原的性能，能有效去除重金属。
(2)电絮凝法处理脱硫废水
电絮凝技术也被运用到湿法脱硫的废水处理中。电絮凝是利用电化学的原理，在电流的作用下溶解可溶性电极，使其成为带有电荷的离子并释放出电子。产生有絮凝作用的化合物。另外释放出的电子还原带有正电的污染物，从而达到去除液体中污染物的目的。
(3)蒸发处理脱硫废水
将废水通过传统的加药方式进行预处理。处理后的废水经预热器加热后进入蒸发系统。蒸发系统主要分为四个部分：热输入部分，热回收部分、结晶转运部分、附属系统部分。

Ⅳ 燃煤电厂脱硫废水在烟道中的蒸发及流动特性数值模拟

利用燃煤电厂尾部烟道的烟气余热来实现脱硫废水的喷雾蒸发是实现其零排放的有效途径，以国内某燃煤电厂330MW火力机组的烟道为研究对象，利用DPM模型对雾化液滴群在高温烟道内的蒸发及流动特性进行了研究，考察了不同雾化嘴角情况下液滴碰壁情况、不同负荷下液滴的蒸发情况，研究结果表明：在50%、75%、100%烟气负荷工况下，烟气温度越高、烟气速度越快，雾化液滴群完全蒸发所需时间越少，液滴最大蒸发时间在2.85～3.36s之间。在单烟道结构的最佳喷嘴雾化锥角为65°情况下，越靠近烟道内侧，涡的尺寸越大，越有利于促进喷嘴区的局部液滴群不断向其他区域扩散。
中国是以煤炭为主要能源的国家，2017年燃煤火力发电量占全年总发电量的67%。发电过程中煤炭燃烧产生的二氧化硫排放问题尤为引人关注，在一定的气象条件下产生复杂的化学反应，是形成雾霾和酸雨的重要前驱体。石灰石-石膏湿法烟气脱硫工艺应用最广，然而，循环浆液将持续富集来自烟气及脱硫剂中的重金属元素和氯离子，从而产生高浓度的脱硫废水，废水直接排放对环境产生负面影响。
如采用常规工艺进行废水零排放处理，则高浓度氯离子的腐蚀性对设备材质要求很高，造价昂贵。使用喷嘴将脱硫废水雾化为液滴群并喷入空气预热器至电除尘器间的烟道内，利用高温烟气与常温废水的传热作用实现脱硫废水的零排放，有投资少、工艺流程短、去除重金属离子、建设工期短、维护成本低等特点，被推荐为实现脱硫废水零排放的可行性技术。针对脱硫废水液滴群在烟气中蒸发与流动特性的优化是实现脱硫废水烟道蒸发零排放的关键。
目前，国内外对于脱硫废水烟道蒸发工艺的研究主要集中在以数值模拟的方式研究脱硫废水蒸发特性、流动特性两方面，同时，伴以一定的工程或实验数据作为参照。张子敬等研究认为喷雾液滴群蒸发特性受到液滴加热升温(传热过程)和喷雾液滴群在烟气中的扩散(传质过程)两方面的共同作用。Strotos G等建立了单个液滴在高温燃气中蒸发、运动过程的数学模型，获得了不同燃气温度和速度下液滴的蒸发规律。
冉景煜等对不同物性液滴在低温烟气环境中的运动，以及受热和蒸发过程中的传热传质特性进行了理论分析。李明波等通过计算流体动力学软件Fluent，对空气预热器出口至电除尘器入口段烟道内的烟气流动情况进行了模拟。
Laín等的以拉格朗日湍流颗粒分散体模型的建立为基础，提出携带稀薄粒子的气流在一定条件下，假设粒子为球体，只考虑曳力和重力作用。Young等应用离散多组分(DMC)燃料液滴模型对多组分燃料喷雾的蒸发进行了数值模拟。Pinto等研究了双流体喷嘴的喷雾干燥，成功地预测了干举碧燥时间和最终含水量随着初始液滴直径变化的趋势。
晋银佳等等提出深度过滤脱硫废水预处理工艺，将脱硫废水在雾化蒸发前进行固液深度分离预处理以解决硫废水中悬浮颗粒物堵塞问题。
国内外学者已对液滴蒸发的机理进行了深入研究，重点考察烟气温度、速度、液滴直径坦源、液滴速度对蒸发的影响，但是，不同雾化嘴角对脱硫废水蒸发的影响尚未有明确的解释，文中结合国内某燃煤电厂330MW机组空气预热器至电除尘器间的烟道中喷雾蒸发实现脱硫废水零排放工程实践，数值模拟不同烟气负荷和不同喷雾锥角对脱硫废水喷雾蒸发流动特性的影响。
1 方法与模型
脱让答态硫废水在烟道中喷雾蒸发属于典型的气液两相流流动，在数值模拟中以空气为连续相，以喷雾液滴为离散相，主要考虑连续相和离散相之间的相间运动和相互作用。首先，建立烟道的物理模型，根据连续相和离散相方程，以确定的边界条件进行相应数值模拟计算。
1. 1 物理模型
图1所示为空气预热器与电除尘器之间烟道和尺寸的物理模型。烟道分为入口段、下弯头、竖直段烟道、上弯头、异型弯头和水平烟道6个部分。采用ANSA软件对烟道几何模型进行网格划分，该烟道模型结构简单，流场结构均匀，在计算速度上采用有明显优势的全六面体网格，生成总网格数为200万。
经检验，该模型网格EquiSize Skew值在0～0.4之间的网格数占98.09%，网格划分质量较高。采用网格数分别为200万和300万和400万的网格进行无关化验证，对竖直段烟道内的6个点进行速度监测，3种网格计算结果相差不大，为了节省计算资源，选择网格数量约为200万的网格进行模拟，如图2所示。
1. 2 数学模型
1. 2. 1 连续相方程
在气液两相流动中，尽管控制方程独立，两相却是相互耦合的。液滴作为质量源、动量源和能量源被引入到气相方程中，并通过这些源项影响气相流场，气相流场又反过来通过其速度场、温度场、压力场等来影响液滴的本身状态。下列方程为气相控制方程，其表达式分别如下。
连续性方程：
2 结果与分析
2. 1 烟气负荷对液滴群蒸发及运动过程的影响
脱硫废水在锅炉尾部烟道中的雾化及流动、蒸发过程可分为初始阶段和稳态阶段。初始阶段，常温液滴群作为吸热蒸发的分布热汇，充分吸收烟气流的余热，所吸收的热量大部分用于液滴群温度的升高，同时，在烟气速度的影响下，该阶段的液滴群速度不断增大;在很短时间内，雾化液滴群即达到稳态阶段，此时，液滴群被烟气加热到稳定值，吸收的所有热量都用于液滴群蒸发，液滴群速度与来流烟气速度一致。
液滴群的蒸发效果主要由以下参数共同决定：气相温度、传输特性、液相温度、运动速度以及气液两相的传热、传递效率，分别选取330MW机组50%、75%、100%烟气负荷工况下，3种不同烟温( 120.3、125.1、128.9℃)及烟速( 9.19、11.56、14.64m/s)的气相条件对脱硫废水蒸发及流动特性的影响作定量分析，并结合传热传质理论加以解释。
图3显示了50%、75%、100%3种不同烟气负荷下，以不同的雾化锥角进行喷雾，运动液滴最大蒸发时间T的模拟结果， T值随烟气负荷的增加呈现近乎相同的线性下降趋势。随着负荷的增加烟气量增加，烟道烟气温度降低减少，蒸发时间减少，其中，50%、75%及100%烟气负荷工况运动液滴最大蒸发时间T分别在3.07～3.36s、2.85～3.04s和2.57～2.80s范围内。
选取喷嘴雾化锥角65°配置下的各烟气负荷颗粒运动轨迹，如图4所示。
液滴群颗粒皆能蒸发完全，100%烟气负荷对应的最大蒸发时间最短，50% 烟气负荷对应的最大蒸发时间最长，由此可见，对于相同粒径的液滴，气体环境温度越高、烟气速度越快，液滴群的汽化速率越高、蒸发效果越好。
其中，由于100%负荷下烟气速度相较于75%和50% 负荷时更快，则脱硫废水颗粒衰减后的速度仍然较快，若烟道长度不足，仍有蒸发不完全的可能性，从图中可看出，烟气速度的变化对液滴最大完全蒸发时间的影响较小，故在单烟道结构中，烟气温度对蒸发效果起主导作用。
若烟气温度升高，则气液两相的温差增大，气体环境向液滴群的传热增强，从而使液滴表面蒸发及传质扩散速率不断增大，因此，液滴温度持续升高，其到达临界蒸发温度所需时间变短，液滴自喷入烟道至完全蒸发的停留时间随烟气温度升高而逐渐减少。
2. 2 雾化锥角对液滴群蒸发及运动过程的影响
为定量分析雾化锥角对雾化液滴群流动特性的影响，定义被烟道壁面捕捉的液滴数量占液滴颗粒总数比为A0。A0值可反映出脱硫废水喷雾蒸发结晶后，在烟道内壁积灰的可能性大小。
图5显示了在20°、35°、50°、65°、80°、95°6种不同雾化锥角下在单烟道壁面被捕捉的液滴数量分数的模拟结果，A0值随雾化锥角的变化呈现近乎相同的先平稳下降、后明显上升趋势。
图5表明：在雾化锥角由20°至50°增加的过程中，A0值变化相对平稳，由于雾化角过小，液滴蒸发速度较慢，易撞击顶部水平烟道;当雾化锥角增加至65°，烟道捕捉的液滴数达到最小值，说明65°雾化锥角在烟道内壁积灰可能性最小;雾化锥角由65°至95°继续增大的过程中，A0值呈明显增加趋势，此时，由于雾化角过大液滴易撞击竖直烟道，但雾化锥角大于90°后，增加速率有所放缓，且有下降趋势，随着雾化角的增大，液滴蒸发速度变快，液滴碰壁的可能性变小。
当喷嘴雾化锥角过小时，相同工况下液滴蒸发较慢。当液滴进入水平烟道时，由于液滴的直径相对较大，随流能力也就越弱，液滴越撞击水平烟道形成积灰。当喷嘴雾化锥角过大时，液滴容易直接撞击竖直烟道形成积灰。因此，存在1个最佳的雾化锥角使液滴的碰壁数量最小，经过验证当雾化锥角为65°时撞击烟道的液滴数量最小。
单烟道结构75%烟气负荷工况下，最佳雾化锥角65°时，对于脱硫废水蒸发及流动特性的定量及烟道截面速度矢量图，如图6所示。
由图6可知，在喷雾蒸发的初始阶段，传质扩散及蒸发速率较快，喷雾对烟气的剪切卷吸形成了一个较大的不规则的涡。
由于烟道内侧的烟气体积流量较大，喷嘴截面沿烟气流动方向1m处烟气以较快的速度冲入对墙，造成其上部有较大压强差而形成回流，故越靠近烟道内侧，涡的形态越大，有利于促进喷嘴区的局部液滴群不断向其他区域扩散。随着蒸发及传质扩散的进一步均匀化，喷雾蒸发进入稳态阶段，烟道通流截面涡增大，截面涡的形态逐渐规则化，速度矢量场趋于稳定。
3 结 论
1 ) 50%、75%、100%3种烟气负荷工况下，在单烟道壁面被捕捉的液滴数量分数随雾化锥角的增加皆呈现先平稳下降、后明显上升趋势。
2)在20°、35°、50°、65°、80°、95°6种不同雾化锥角下运动液滴最大蒸发时间值随烟气负荷的增加呈现近乎相同的线性下降趋势。在最佳喷嘴雾化锥角65°配置下，对于相同粒径的液滴，气体环境温度越高、烟气速度越快，液滴群的汽化速率越高、蒸发效果越好。其中，烟气速度的变化对液滴最大完全蒸发时间的影响较小，烟气温度对蒸发效果起主导作用。脱硫废水喷雾后形成的液滴群可在烟道中完全蒸发。
3 )最佳雾化锥角配置下的速度矢量图显示，越靠近烟道内侧，涡的尺寸越大，有利于促进喷嘴区的局部液滴群不断向其他区域扩散;喷雾蒸发初始阶段的传质扩散及蒸发速率较快，速度矢量图呈现出一个较大的不规则的涡形态;喷雾蒸发稳态阶段烟道通流截面涡增大、形态逐渐规则化，速度矢量场趋于稳定。
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Ⅵ 燃煤电厂脱硫废水排放指标限值的计算方法研究

目前我国燃煤电厂脱硫废水标准DL/T997—2006的排放指标与限制内容已不符合社会发展需要，为此，本文提出了燃煤电厂脱硫废水排放指标限值相关计算方法。
论文调研了美国和国内的相关规范，对排放指标确定范围的具体数值和算法模型展开深入研究，结合我国行业发展状况和国情给出了具体的修订建议，通过计算模型得出脱硫废水污染物控制参数的直接排放限值，氯化物日最大排放限值≤500mg/L，总溶解固体(TDS)日最大排放限值≤215mg/L，硒≤1.5mg/L，汞≤0.005mg/L等。
2015年国务院印发《水污染防治行动计划》(以下简称“水十条”)明确了我国水环境治理的重点，为中国水污染防治指明了方向。
燃煤电厂湿式石灰石石膏法烟气脱硫(FGD)产生的脱硫废水以其污染物组分复杂、不少重金属含量超标，直接排放将对环境及人体产生多重且长期的危害，因此电力行业2006年首次制定了《火电厂石灰石石膏湿法脱硫废水水质控制指标》DL/T997，通过浓度控制对相应的污染物排放指标、处理技术提出了无害化要求。
脱硫废水常规处理方法为化学沉淀、絮凝、中和、沉淀等技术路线，但随着近年来零排放技术等的逐步出现与成熟，加之现有执行标准的控制指标种类少、不区分技术制定标准限值等问题，原有标准在技术先进性、环境要求方面的适应性越来越低。
为进一步完善国家环境污染物排放标准体系，规范和加强火电行业废水排放管控，引导电力污染物环保产业可持续健康发展，对脱硫废水标准进行修标已是大势所趋尺宏。
本文通过对比我国与美国污染物排放标准的修订及污染物排放指标浓度限值的计算模型，制定出适用于我国脱硫废水污染物控制参数的直接排放限值计算方法。
1中美污染物排放标准修订对比
1.1美国确定基于技术的污染物排放指标的流程
美国确陵闹册定水质污染物排放限值的方法基本分为以下3种：①特定化学物质法;②废水综合毒性法;③生物基准或生物学评估法。
经研究，美国工业点源水污染物排放限值的确定方法主要为水环境质量的综合毒性法，该法采用水生生物暴露试验的方法确定污染物综合毒性，适用于难确定废水水质复杂且难提出特定污染物的情况。
这区别于为满足特定化学物质水质基准的特定化学物质法。根据美国国家污染物排放削减计划(NPDES)，其核心内容即排污许可证的颁发与实施，而该政策的实施内容则为点源水污染物排污许可限值。
美国对于点源污染物排放限值的确定方法依据之一为技术基础(technology-based)，即考虑目前能达到的技术处理能力;之二为水质基础(water quality-based)，即充分考虑以环境生物影响与人体健康为本的水质标准。
图1给出了美国EPA基于处理技术确定废水污染物排放指标限值的客观研究流程。
图1 美国环保署(EPA)水污染物排放标准限值确定流程
1.2国内常规污染物排放标准的修订程序
我国的工业污染物排放控制标准通常以对应的污染物去除工艺、技术路线为主要修标依据，以人体健康(即环境效益)为基本要求，标准所控制的技术路线除技术可行外还要充分考虑经济指标，即投资、运行费用等。
根据以上现有客观修订依据，本文作者通过综合分析各类标准的修订背景、必要性、计算研究方法等步骤，所确定的标准确定过程分解如图2。
图2 脱硫废水污染物控制标准的修标流程
1.3我国污染物排放指标存在的问题
1.3.1相关指标在标准中体现不够
我国对于脱硫废水的控制标准有行业标准《火电厂石灰石-石膏湿法脱硫废水水质控制指标》(DL/T997—2006)，其中指标有对重金属的控制如总汞、总铬、总镉、总铅、总镍、悬浮物、化学耗氧量、硫化物、氟化物、硫酸盐、pH进行了制约。
考虑到目前国内推荐应用的脱硫废水处理技术路线，如沉淀、混凝、弯汪中和等化学处理后达标排放，即三联箱技术。此路线对悬浮物与大部分金属及重
金属汞、砷去除率很高，但对氯化物、溴化物、硼、硫酸盐、铵和其他溶解固体(TDS)去除率低[13];并且对某些有害元素如硒等去除效果差。
对于此种处理技术，现有的控制标准种类少，对可溶性盐及硒等有害物质的排放在标准中体现不够。
其次我国推荐的脱硫废水处理技术路线还有化学沉淀、混凝、中和预处理+膜浓缩+烟道余热蒸发干燥/蒸发结晶，即脱硫废水零排放技术。
此技术需要对汞、砷、硒和硝酸盐/亚硝酸盐的出水浓度进行限值，以及对总悬浮固体(TSS)进行限制。
我国脱硫废水控制标准不再符合社会发展需要，需增加现有执行标准的控制指标，更应该关注溶解性总固体TDS、硝酸盐/亚硝酸盐，汞、六价铬、铜、硒等有害物质控制指标。
1.3.2未充分考虑技术经济可行性
深入研究美国环保署2015年最新修订的关于点源燃煤电站的污染物排放标准40 CFR Part423，《Effluent Limitations Guidelines and Standards for the Steam Electric Power Generating Point Source Category》;Final Rule，关于FGD废水的控制标准有两套BAT(best available technology economically achievable，最佳经济可行技术)限制，第一套BAT控制标准是对TSS(total suspended solid，总悬浮固体)制定的数值限制标准，该控制方法与EPA先前制定的关于TSS的BPT(best practicable control technology currently available，最佳现有实用控制技术)规范在数值上相同;第二套BAT控制标准是对汞、砷、硒、硝酸盐/亚硝酸盐氮制定的数值限制标准，而自愿采用先进技术的现存燃煤电厂(ES，existing sources)与新建电厂(NS，new sources)的FGD废水控制指标为汞、砷、硒、TDS(溶解性总固体)。
但我国还未建立系统的污染物削减技术评估体系，目前我国制订的BAT仅11个，不足以支撑所有行业的水污染物排放标准制修订工作。
1.3.3标准在技术先进性、环境要求方面的适应性需提高
在制定标准时应与现今脱硫废水处理技术及环境要求无缝衔接。行业水污染物排放限值是通过综合考虑工业排污水平、污染物处理技术、环境质量要求、国内外相关标准等多方面的因素来制订。
如今零排放技术已在我国部分应用，《火电厂石灰石-石膏湿法脱硫废水水质控制指标》已远远不适用于当今污染控制技术。
美国对于湿法脱硫废水的排放控制标准，美国EPA根据不同的处理技术分别制定了不同的控制限值。
如只采用化学沉淀法处理脱硫废水的电厂需要针对汞、砷提出控制标准;采用化学沉淀后续串联生物处理脱硫废水的电厂需要提出汞、砷、硒、硝酸盐/亚硝酸盐态氮的控制标准;而采用蒸发处理脱硫废水的电厂则提出控制汞、砷、硒和总溶解性固体的要求。
2相关计算模型
2.1发达国家确定污染物排放指标浓度限值的计算模型
参考美国国家污染物削减计划(NPDES)中基于BAT技术的水污染物浓度限值计算方法建立计算模型过程。
(1)确定需要控制的污染物指标，根据造成的环境影响即主要矛盾，包括长期/慢性和短期/急性毒性确定。
(2)工业废水浓度限值分为日最大浓度限值(短期)与30天平均值(长期)，分直接排放到自然水体的浓度限值和排放到下游公共污水处理设备的浓度限值，不同浓度的算法公式也不同。
以工厂排放的某污染物i为例，讨论长期平均值(long time average，LTA)，如式(1)。
(3)日变异系数和月变异系数VF的确定。
(4)根据计算模型标准浓度限值=LTA×VF，最终确定排污行业不同污染物浓度的浓度限值标准。
(5)可行性验证。
2.2适用于我国工业废水排放的标准限值计算模型
(1)某种污染物浓度限值确定行业长期平均值采用算术平均根的计算模型，以企业排放的COD为例，公式如式(2)。
3我国脱硫废水排放标准的浓度限值计算方法
依据新修订脱硫废水排放标准的标准限值依托的技术依据拟采用零排放技术“化学预处理+RO膜浓缩减量+蒸发结晶”技术为主、“化学预处理+RO膜浓缩减量+余热烟气旁路蒸发”技术为辅。
已知正常工况下两种技术的出水指标相当，形成的脱硫废水零排放系统的主要污染物进出口控制参数如表1，以国内某燃煤电厂大型脱硫废水零排放工程实例为参考原型。
表1 脱硫废水零排放系统的主要污染物进出口控制参数
根据燃煤电厂石灰石石膏湿法脱硫废水的水质特点、主要污染物种类可能造成环境危害以及现有水质标准的主要控制对象的分析，以及环保部推荐的最佳处理技术的结论，确定了脱硫废水中需要控制的污染物种类，如表2。
表2 基于蒸发结晶/旁路蒸发技术(BAT)的脱硫废水污染物控制参数确定
下面以10家采用脱硫废水零排放技术的燃煤电厂出水水质数据为基础，以具有代表性的污染物硫酸根离子SO42–为例代入数学模型计算，过程和结果如下。
(1)计算长期平均值LTA，如式(8)。
国家规定的化学需氧量的测定方法为重铬酸盐法，由GB11914—1989可知，该方法检出限为0.2mg/L;未检出比例为p=0。
表1中的其他类型污染物的BAT浓度限值的计算结果同硫酸根，因此最终计算结果如表2。
4结论与展望
(1)以最佳可利用技术(BAT)——脱硫废水零排放技术蒸发结晶的工艺路线为标准浓度限值确定的技术依据，充分学习我国与美国环保部门制定废水排放标准限值时借助的数学模型算法，确定了该技术方案支持下的脱硫废水排放控制标准的污染物种类与控制浓度区间。
(2)在深入研究了我国和美国的标准限值确定方法的基础上，融合了两国计算模型的共同点，得出了根据脱硫废水水质水量特点确定的需要污染物种类，包括新增的TDS日最大排放限值、硝酸盐日最大排放限值、氯化物等无机盐离子的控制水平、二类污染物铜、硒的控制水平以及一类污染物汞、六价铬等重金属控制指标等。
(3)脱硫废水新的控制指标应更加适应当前及未来的环境发展需要。
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Ⅶ 脱硫塔产生的废水如何能够反复使用

前，国内大多数火电厂的湿法脱硫废水处理系统采用传统的加药絮凝沉淀工艺，但整体投运率很低。经传统处理系统处理后脱硫废水中SS和COD的浓度较高，且无法除去水中的Cl-。因含有高浓度的Cl-，导致处理后的废水无法回收利用。出于环保要求和经济效益的考虑，采用深度处理的技术实现废水零排放是废水处理的必然趋势。

传统工艺

石灰石-石膏烟气湿法脱硫过程产生的废水中含有大量杂质，主要成分为高浓度的悬浮物、高氯根、高含盐、高浓度的重金属废水，如果将这些物质直接排入自然水系，势必会对环境造成严重的污染。目前，国内传统的处理方法是通过加碱中和脱硫废水，使废水中的大部分重金属形成沉淀物，再加入絮凝剂使其沉淀浓缩成为污泥，最终污泥被送至灰场堆放。

脱硫废水的深度处理技术新工艺

虽然脱硫废水经过上述传统物化处理能基本满足达标排放的要求，但其回用范围局限性很大。随着国家对水资源的日益重视，零排放技术在全球范围内得到了广泛应用。因此，要想回用燃煤电厂脱硫处理后的废水，实现真正的废水零排放，就要对废水进行深度处理。

目前，常用的脱硫废水深度处理方法包括膜浓缩法、蒸发浓缩法和结晶技术等。

膜浓缩法

采用DTRO膜法处理脱硫废水，可有效解决采用卷式膜易受污染的问题，产水水质好，可有效的去除水中的杂质、重金属等有害物质。

DTRO膜法处理脱硫废水工艺流程：

蒸发浓缩技术

蒸发浓缩是工业中非常典型的水处理技术之一，其被广泛应用于化工、食品、制药、海水淡化和废水处理等工业生产中。在脱硫废水的浓缩处理中应用较多的是多效蒸发（MED）、热力蒸汽再压缩（TVC-MED）和机械蒸汽再压缩（MVR）技术。

传统的多效蒸发装置（MED）主要以锅炉生成的蒸汽

Ⅷ 脱硫废水零排放存在问题如何解决

目前，国内外已建成数十个火电厂脱硫废水零排放工程，运行成本高、结晶盐回固废难处理是该类工答程投运后面临的主要问题。LTLD研究所通过研究脱硫废水水质特点，提出优化的脱硫废水零排放解决方案，很好的解决了该类项目面临的问题。
以廉价的Na2SO4替代传统软化工艺中的Na2CO3，使脱硫废水零排放软化预处理药剂成本仅为传统软化工艺的39.2%。
软化预处理采用两级软化澄清工艺，使处理后废水中的钙离子浓度低于8mg/L，保障了后续蒸发结晶系统清洗除垢周期不低于10个月。
通过控制结晶操作点，系统只产出工业级高纯度氯化钠结晶盐，不仅使结晶盐具有附加经济效益，还免除了混合盐作为固废处置的成本，与产出混合盐的脱硫废水零排放方案相比，仅结晶盐处置费用就可节省运行成本27.9元/吨废水。
通过对脱硫废水零排放预处理和蒸发结晶工艺的优化设计，使运行成本降低至：预处理28.5元/吨废水、蒸发结晶4.5元/吨废水，总运行成本33元/吨废水。与常规脱硫废水零排放工艺相比，经济效益十分显著。
希望能够帮助到您。

Ⅸ 烟气脱白原理

1、烟气脱白的概念

大概5-10年前，排烟多却少有雾霾；经过多年治理，现在黑烟、黄烟少了而雾霾多了，常见以湿法脱硫为主的白烟。烟囱排出的白烟与环境冷空气混合，在降温过程中，所含的水蒸气饱和凝结，凝结水雾滴对光线产生折射、散射，使烟羽呈现出白色或者灰色，被称为 “湿烟羽”，俗称“大白烟”，烟气脱白就是指去除大白烟。大白烟的源头是水分，烟气中饱和水蒸气是吸热产生的，含有大量潜热，因此，烟气脱白的关键就是排放烟气的温度、湿度控制。

2、烟气脱白的目的和功能

由于烟气脱白刚起步，对于为什么烟气脱白，有不同的理解。我的见解是：排烟实现一年四季无白是起码要求，可解决视觉污染，以安广大人民群众之心；可以减少对飞行、高速公路运输的影响；的同时，应该至少还有四个功能：

①有利于除雾霾；

②节水；

③节能；

④处理废水；

尽管业界对烟气脱白能否有助于除霾还有不同看法，但有助于除雾、节水、节能已经得到初步的业绩验证，下面分别进行探讨。

2.1、除雾霾

烟气中水蒸气的密度是0.804kg/m3，比空气轻，离开烟囱后很容易上升，与环境低温空气混合降温后，水蒸气饱和冷凝为水滴，水滴的密度是1000kg/m3，颗粒极细、密度远比空气大的水滴在大气层中悬浮累积形成雾，浓雾影响飞行、高速公路交通，通过风、雨、雪可以刮走或凝结降落，遇静稳天气，浓雾就像一个大盖子，本身就有溶解性颗粒物析出，还吸收其他污染源颗粒物、阻隔其扩散，在雾层中累积，就形成了雾霾，这就是我国频繁出现雾霾的成因和过程。以除湿为基础的烟气脱白可以去雾霾，减少大雾天气，特别重要的是可以协同、低成本实现粉尘、二氧化硫、氮氧化物、重金属、有机污染成分的达标和超低近零排放，使环保由纯投入转变为有效益。

2.2、节水

基于以下方法可以估算出，我国每年人为排放到大气中的水分超过160亿吨。

1）煤电、热电行业：每燃烧1吨标煤，湿烟气带走水分1吨、循环水冷却塔排水5吨，煤电、热电行业每年排到大气中的水分超过120亿吨。

2）钢铁行业：每生产1吨钢，放散1.5吨水分，全行业每年排放水分约15亿吨。

3）煤焦化行业：每湿熄1吨焦炭，排放0.5吨水分，焦炉烟道气湿法脱硫、干法脱硫都排放水分，合计煤焦化行业每年向大气排放水分超过2亿吨。

4）天然气燃烧：每燃烧1立方米天然气，会产生2立方米、1.55千克水蒸气，全国每年排放超过3亿吨水分。

此外，还有水泥、建材、有色金属、石油化工等行业。

人为排放到大气160亿吨的水分，与大自然的水循环量相比，确是小数目，但这是在大自然正常循环基础上增加的，特别是我国经济发展不均衡、发达地区排放强度是全国平均值的10倍以上，极不均匀。我国能耗、排放巨量的国情决定，在中国做烟气脱白，必须充分重视节水。水分上天是雾霾、收回来就是资源，特别对西部缺水企业，回收水分更有意义。大气水分是我国不可忽视的重要非常规水源。

2.3、节能

采用以除湿为基础的烟气脱白，假设回收70% 排汽，全国每年可以回收相当于100多亿吨水蒸气的热量，用于采暖、加热矿粉、煤粉，具有相当显著的节能效益。

2.4、处理利用废水

烟气脱白不仅不新产生废水，还有助于处理原来的难处理废水。湿法脱硫废水、焦化废水、综合污水处理产生的浓盐水都是难处理、投资处理成本均高的废水，采用膜处理为主的常规处理方法难以做到“零排放”或难以低成本“零排放”，采用烟气脱白后，阻隔了烟气中污染物从水中向大气中的转移，利用烟道气余热和残氧热解热氧化、无害化消解废水中COD有机成分、吸收稀释氨氮，用喷雾蒸发浓缩、干燥去除溶解盐，可以大幅度减少废水处理投资，特别是降低处理成本。

Ⅹ 脱硫废水加氢氧化钠，絮凝剂，助凝剂，有机硫是除水中哪些东西

主要是去除水中的硬度（钙、镁离子）以及悬浮物，脱硫废水处理工艺一般采用版DTRO工艺+蒸发结晶进权行处理，并达到废水零排放。其工艺如图：

这里的DTRO膜用国产的性价比比较高。而且DTRO用于处理脱硫废水在国内已有成功案例。