A. 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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B. 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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C. 脱硫废水中有机污染物的处理
火电厂脱硫废水来源于湿法脱硫（FGD）工艺产生的废水，脱硫废水污染严重，排水温度在40℃～50℃之间，悬浮物、含盐量、重金属等杂质的含量极高。现有国内电厂脱硫废水的处理基本采用加药处理的物化方法，主要是针对其中的悬浮物以及重金属离子予以去除，处理出水执行标准有《污水综合排放标准》（GB 18466-2005）、《火电厂水质石灰石-石膏湿法脱硫废水水质控制指标》（DL/T 997-2006）。
在实际的运行过程中，因脱硫废水水质成分主要为第一类污染物和第二类污染物，在药剂的物化反应下，脱硫废水中的重金属离子和悬浮物、pH值等指标能达到排放要求，但废水中的有机污染物（COD等）指标因工艺流程未对其进行专门的处理设计，只是在药剂反应过程中随其他污染物排除一部分，其出水参数很不稳定，多数情况下无法达到排放标准，有机污染物难于去除，已成为众多电厂脱硫废水处理排放的一大难题，困扰了很多电厂。
目前，国内环保形势严峻，在节水和节能环保的大形势下，很多电厂顺应国家环保形势对脱硫废水处理提出了零排放处理回用的要求，因此，脱硫废水中的有机污染物COD指标的去除成为了脱硫废水处理必须克服的难题。本论文主要针对脱硫废水中有机污染物的去除进行分析，研究一种应用于脱硫废水有机污染物去除的处理
工艺。
2 脱硫废水的特性
电厂脱硫工艺产生的脱硫废水主要特征是呈现弱酸性，pH值5～6；主要特点是高悬浮物、高浊度、高黏度、高含盐量以及难降解有机物，并含有Hg、Pb、Ni、Hs、As、Cd、Cr等重金属离子和氟化物，有机污染物COD的含量一般为150～400mg/L，其中有机污染物来源于燃煤过程及脱硫过程脱硫剂的一些产物，具有难于降解、处理难度高的特点。基于脱硫废水的高含盐、有机物难降解等特性，并考虑处理过程中系统运行的稳定性，主要考虑采用最利于有机污染物处理的生物处理方法去除脱硫废水中的该指标。
3 生物处理方法
综合分析现有的生物处理方法，适用于脱硫废水特性的生物处理工艺主要有以下五种：
3.1 传统活性污泥法
活性污泥法是以活性污泥为主体的污水处理技术，它采用人工曝气的手段使活性污泥均匀分散并悬浮于反应器中，与废水充分接触，并在有溶解氧的条件下对废水中所含的有机物进行微生物的合成和分解等代谢活动。而脱硫废水盐度对活性污泥法的影响较大，因此，对活性污泥进行驯化培养出具有良好有机物降解性能的耐盐微生物是处理高盐废水的重要前提。
3.2 厌氧处理系统
近几十年来，由于厌氧生物技术发展迅速，出现了一大批高效厌氧反应器，这些反应器中生物固体浓度很高、泥龄很长，处理能力大大的提高，在高浓度的废水中得以大量应用。高浓度的Na+或CL-会对厌氧生物产生抑制作用，但是厌氧或兼氧微生物对盐的适应性和其他离子产生的拮抗作用会减轻盐对微生物的毒害作用，因此厌氧法可应用于高含盐废水处理系统。
3.3 好氧颗粒污泥
好氧颗粒污泥技术是将生物自絮凝原理应用于好氧反应器，使好氧絮状污泥在一定工艺条件下实现好氧颗粒化。好氧颗粒污泥具有沉降性好、抗负荷冲击能力强、持留生物量高以及脱氮除磷效果好等优点，而且它还能集好氧、厌氧和兼氧微生物于一体，因此好氧颗粒污泥能够有效处理各种难降解的废水。
3.4 嗜盐菌
嗜盐菌作为一类新型的、极具应用前景的微生物资源，近年来受到人们的广泛关注，它们具有极为特殊的生理结构和代谢机制，同时还产生了许多具有特殊性质的生物活性物质，因此被广泛地应用于含盐量高的废水处理。
3.5 好氧-厌氧组合工艺
由于单独的好氧和厌氧工艺在处理废水时受到许多限制，单一的系统往往不能将有机污染物彻底去除，尤其是难降解的废水系统，因此为了更好地处理高盐脱硫废水，往往结合好氧以及厌氧的组合工艺，以达到更好的效果。
本文脱硫废水生物处理工艺将采用好氧-厌氧的组合工艺进行处理，针对废水中的悬浮物、重金属指标的处理不做论述，生物处理所处理的脱硫废水是经预处理系统去除此类指标后的废水。
4 好氧-厌氧的组合工艺处理技术
脱硫废水中的COD等有机污染物主要来自煤（主要成分为有机质）、石灰石以及脱硫反应生成物中的亚硝酸盐、亚硫酸盐等还原性物质，而BOD则主要是污水中的氮氧化物。经过预处理处理后，废水的pH值、悬浮物、重金属离子、氟化物等污染指标被去除，但废水中的COD、硫酸根等指标还未得到去除，需采用生物处理方法进一步处理。而硫酸根、氯根等盐的高含量对废水生化存在一定的抑制作用，使脱硫废水难于生化，因此为提高其可生化性，在生化处理过程，需投加成分均衡的营养物质保证生化处理微生物所需的各类营养指标，而在电厂，基本都有生活污水处理系统，其水量不大，多在5～15t/h之间，这股水进入脱硫废水系统可以很好地解决营养平衡问题，且可以提高水的回收量，将电厂生活区的生活污水引入脱硫废水系统进行综合处理，将同时实现两股水的节水目标，并保证了脱硫废水生物处理的基本营养条件。 脱硫废水生物处理系统采用厌氧+好氧的组合处理工艺，厌氧采用EGSB厌氧系统，而好氧则采用BAF曝气生物滤池好氧系统。EGSB厌氧系统通过培养SRB厌氧细菌病通过其代谢作用去除废水中的SO42-、残余重金属离子及部分COD等，而通过BAF曝气生物滤池的生化作用将COD、氮等进行硝化处理，达到处理要求，经该系统处理后，废水可进入后续除盐或其他指标处理系统，进一步处理而获得高品质回用水，脱硫废水生物处理流程图如图1所示：
EGSB厌氧系统适用于低浓度有机污染物处理系统，运行过程培养适于脱硫废水环境的SRB厌氧细菌来处理污染物，SRB厌氧细菌是一类能通过异化作用进行硫酸盐还原的一类细菌，这种厌氧细菌虽然生长缓慢，但具有极强的生存能力且分布很广泛，SRB厌氧细菌已经成功地应用在了与脱硫废水极类似的多种水处理系统中，它的代谢利用硫酸根作为最终的电子受体，将有机污染物作为细胞合成的碳源和电子供体，同时将硫酸根还原为硫化物，使废水中的硫酸盐得以去除。而产生的溶解态的S2-则与废水中残余的重金属离子反应形成金属硫化物沉淀，可进一步去除重金属离子，此外SRB厌氧细菌在代谢过程中分解有机硫以二氧化碳气体的形式
排出。
经过厌氧反应后，废水中的一些重大生化抑制指标得以去除，废水的可生化性提高，因此，废水进入好氧生物系统进行进一步处理，好氧生物反应系统采用BAF曝气生物滤池处理系统，并接种引入主体处理微生物：嗜盐菌，适应脱硫废水的高含盐环境，曝气生物滤池是固定化生物反应器的一种，近年来被广泛应用于各类高含盐废水的处理。曝气生物滤池能够通过固定化保护微生物，降低其在极端环境中所受的伤害，提高系统对有毒有害物质及环境冲击负荷的耐受力，使系统保持较高的稳定性。研究表明，曝气生物滤池在高含盐环境中能保持较高的有机物去除率。
因脱硫废水中的盐分含量过高，会对微生物的活动带来一定的难度，而曝气生物滤池接种培养的核心处理载体，嗜盐菌是专门在高盐环境下生长的细菌，由于嗜盐菌在高盐环境下能够在细胞内聚集钾离子和小分子极性物质，调节细胞渗透压，维持细胞内外渗透压的平衡，帮助从高盐环境获取微生物活动所需的水，并且这些极性分子可以迅速合成和失去，快速适应外界的环境变化。嗜盐菌的蛋白质中含有过量的酸性氨基酸和非极性的残余物，过量的酸性物质需要阳离子平衡附近的负电荷，所以嗜盐酶只有在高盐环境下才能保持活性。基于嗜盐菌的反应机理，废水中的有机污染物得以去除。
经试验研究，在模拟脱硫废水水质情况下，通过盐度的不断提高和变化，曝气生物滤池的有机污染物去除率绘制成曲线，盐度和COD的去除效果关系如图2所示：
从图2中可看出，在脱硫废水含盐所属的10000～24000mg/L的范围内，COD的去除率可稳定维持在94%～96%之间，在这个脱硫废水的盐度范围内，嗜盐菌能维持其生理代谢的良好活性，对废水中的有机污染物有较强的降解能力。
经曝气生物滤池处理后，废水中的有机污染物等指标得以去除，脱硫废水可进入下一阶段处理流程。
5 结语
脱硫废水中有机污染物的处理是国内外各大火力发电厂普遍面临的难题，要实现脱硫废水系统节水回用，必须对脱硫废水中的有机污染物进行处理，才能进行后续的膜处理或离子交换系统的除盐处理，脱硫废水中有机污染物处理技术的研究成功将成为克服脱硫废水节水回用难点的一个突破，也将成为脱硫废水实现零排放生物指标处理工艺的一种可靠选择。
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D. 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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E. 谁有火力发电厂废水零排放有哪些盈利模式
废水零排放处理技术
所谓零排放是一种理想的封闭用水系统，系统不向外排水，系统内的水不断进行回圈或处理后复用。而废水零排放则是要求不向系统外排放任何形式的废水，从而节约水资源和保护环境。从理论上讲，ZERO废水零排放技术是可以实现的，但是综合考虑经济和技术现状，目前所谓的零排放只是废水的近零排放，很难实现真正的零排放。美国德克萨斯州的2座新建燃气电厂将采用GE的液体零排放系统处理回圈冷却水，主要采用盐水浓缩和结晶处理工艺，回用率超过98%。目前国内外脱硫废水主要采用化学沉淀法处理，但是经过化成沉淀法处理达标后，废水中仍含有高浓度的溶解性固体，主要包括氯化物等，很难回用，一般采取直接排放的方法处置。然而将处理后的废水直接排放，不仅浪费水资源，同时由于废水含盐量较高，也会造成土壤和水体理化性质的改变，引起二次污染，如破坏土壤生态、影响水生生物以及地表和地下水源。
不同型别的发电厂排放的废水会有不同。大型火力发电厂排放的回圈水基本是达标的，水温稍高于正常水温，可能会含有一些油类漂浮物和煤灰。有些发电厂煤灰含酸量较高斗含，中和不到位，排放是会带有酸性。当然还会有意外污染。
咯璜电厂,白马电厂
淮北虎山电厂，淮北临焕电厂，淮北平山电厂
大唐西固热电有限责任公司、大唐连城发电公司、大唐803发电公司、大唐景泰发电厂、兰州二热电厂、平凉电厂、张掖电厂。
联络电话什么的就不知道了，火电厂我知道的有连城铝厂火电厂，然后河湾的兰州铝厂的火电厂，另外刘家峡有刘化厂的火电厂，兰州西固也有火电场，厂，西固范家坪还有一个在建的，好象景泰也有一个，其他的不清楚了
珠江电厂、黄埔电厂、广州发电厂、广州员村热电厂、广州旺隆热电有限公司、李坑垃圾源销碧发电厂、恒运发电厂等等
北疆电厂 大港电厂 杨柳青电厂 军粮城电厂 天津一热、二热
再有就是些自备电厂了，比如大港油田自备电厂，天津石化自备电厂
株洲:大型火力发电厂株洲电厂B厂选址攸县网岭
湖南省正在筹建的大型坑
火力发电厂株洲电厂B厂正式确定选址攸县网岭新塘冲。
攸县地处湖南省东南部，北邻株洲、长沙，南接郴州，西有衡阳，具有独特的区
位优势和地区影响力。当地煤炭资源十分丰富，全县煤炭地质储量达3亿吨，黄兰煤
田现已探明工业储量为2.46亿吨，年产原煤400多万吨。用于火力发电的煤炭资源较
为丰富。
国电黄金埠发电厂
国电九江发电厂
华能国际电力股份有限公司井冈山电厂
华能国际电力股份有限公司赣州发电厂
华能国际电力股份有限公司安源发电厂
江西永丰资源综合利用热电厂
江西省贵溪市火力发电厂
江西分宜发电有限责任公司
江西分宜第二发电有限责任公司
江西省新余发电有限责任公司
江西景德镇发电有限责任公司
江西赣能股份有限公司
江西南昌发电厂
上高县发雹举电厂
上饶市永利资源综合利用热电有限公司
萍乡市煤矸石发电有限责任公司
F. 电厂烟气脱硫系统运行调整的主要任务是什么
目前，随着我国电力工业的污染物的国家环保排放标准日益严格，新建及扩建发电厂的要求必须安装脱硫装置。由于近两年电力供应紧张，新建机组迅猛增加，并且机组燃煤供应紧张，电厂燃用煤质较差，基本是输送到什么煤就烧什么煤，基本没有选择低灰份低硫煤的余地，污染相当严重，在新建机组投产的同时，要求配套的脱硫装置也相应投产。由于脱硫装置也就是近两年才大量安装，目前投产的脱硫装置装机容量及台数也不多，总是落后机组安装及投产。 脱硫系统目前大部分采用是石灰石石膏湿法脱硫工艺，基本是引进国外技术，由于在短时间内我国大量安装脱硫装置，生产厂家是迅速抢占脱硫市场，没有时间进行总结和技术消化，包括脱硫系统运行和调试方面。现在我国也没有相应的行业标准和国家标准进行指导，每个脱硫工程调试大部分是外方进行指导，试验调试的标准也是采用国外的标准，因此希望我国相应的管理部门尽快出台脱硫系统的相应技术标准。 天津大港发电厂 FGD总体设计：
FGD入口烟气量1131000Nm3/h（湿烟气） FGD入口SO2浓度≤507ppm
FGD入口烟尘浓度≤157mg/ N m3（干烟气）
FGD脱硫效率≥95％ FGD入口烟温125℃
烟囱出口烟气温度≥80℃
烟囱出口SO2浓度≤25.3ppm 字串1 烟囱出口粉尘浓度≤50.0mg/ Nm3（干烟气） 钙硫比1.034 烟气SO2去除量1.45t/h 石灰石耗量2.7t/h
石膏产量4.6t/h 石膏含水量≤10％ 天津大港发电厂主要设备参数
吸收塔：液柱塔 11.9m×7.9m×34.05m（H） 吸收塔浆液循环泵：流量4100m3/h，扬程16mH2O
真空皮带脱水机：出力6.9t/h（湿饼），过滤面积为9m2 氧化风机：流量2200 m3/h（湿），两运两备
FGD增压风机；动叶可调轴流式风机，流量1859314 m3/h，静压升4084Pa
GGH：回转式，漏风率≤0.5％
湿式球磨机；出力5.4t/h，出料细度325目，90％通过。 1 烟气含硫量大于设计值的问题 由于目前电厂燃用煤种变化太大，煤的含硫量大于以前脱硫系统设计烟气中的含硫量，脱硫系统无法全部脱硫，只能部分烟气脱硫。由于脱硫系统是处理锅炉部分烟气，因此对脱硫系统烟道出口CEMS显示的浓度值与实际吸收塔烟气脱硫后浓度有一定偏差，吸收塔出口在线监测取样点的位置在旁路原烟气和处理后静烟气的混合位置，此处烟气中的SO2浓度场和温度场分布不均，通过我们测试，当DCS的CRT显示浓度与实际测量段面最大浓度及最低浓度差几倍，由于是旁路烟气和净烟气混合，DCS显示吸收塔出口温度和旁路烟气和净烟气混合，温度显示也可能不正确，需要重新确认温度测点位置。因此在线监测（CEMS系统）显示的数值只能在运行时进行参考，或对在线检测系统（CEMS系统）数值进行系数修正。在以后可能由于煤炭市场的变化，燃煤电厂煤炭供应缓和，这种情况会减少。
2 锅炉开脱硫系统旁路挡板的运行方式
目前大部分新建机组及老机组安装脱硫装置时间基本落后机组投产时间，并且现在我国供电紧张，基本是机组全部带负荷，不可能有停炉机会进行脱硫烟风系统调试，脱硫系统的调试及投产也受到相应影响。由于目前脱硫系统设备运行的稳定性不是很好，关旁路投入脱硫系统后发电厂对机组运行的稳定性也不放心，担心脱硫系统运行出现故障时可能造成机组停运。所以大部分机组脱硫调试期间及运行时开旁路挡板运行，防止脱硫系统突然出现故障时，对锅炉炉膛负压产生影响，造成机组跳闸。但这种运行方式会对脱硫系统运行产生一定影响，增压风机动叶或静叶调节风量是根据引风机出口风压、旁路挡板压差、锅炉负荷等信号进行调节，开旁路后由于烟气流向发生一些变化而造成这些反馈信号可能不准，脱硫烟风系统运行会造成以下二种不正常的情况； 第一种情况，锅炉的烟气有一部分原烟气走脱硫系统的旁路烟道。