渣水系統實現脫硫廢水零排放的 應用與影響分析

鄒宜金

（福建華電可門發電有限公司，福建 福州 350000）

0 引言

燃煤電廠脫硫廢水作為電廠的末端廢水是廠內最難處理的一股廢水，具有污染物種類多、成分復雜和難處理的特點[1-3]。目前脫硫廢水的處理工藝主要是零排放處理和達標排放處理，其中零排放處理工藝是由預處理軟化技術、膜濃水技術以及蒸發結晶或煙道蒸發技術進行組合實現脫硫廢水零排放，已有一些電廠進行使用，基本能達到處理要求。但該工藝存在工藝路線長，投資和運行成本高的問題，還未在全國范圍內進行全面推廣[4，5]。在雙碳的大背景下，燃煤電廠機組運行負荷普遍偏低，整體效益下降較多[6]。因此，開發工藝簡單、低成本的脫硫廢水處理技術適時且必要。脫硫廢水引入刮板撈渣機作為補水，一方面可以利用脫硫廢水的水資源對鍋爐排出的高溫爐渣進行冷卻，緩解撈渣機的補水問題[7]；另一方面，利用爐渣多孔特性可以去除脫硫廢水中部分重金屬離子和鹽離子，具有技術可行、改造簡單和經濟成本低等優勢。

本文將脫硫廢水引入渣水系統實現零排放處理，主要考察了脫硫島內氯離子、pH和脫硫效率情況，以及高效濃縮機底排泥引入石膏緩沖罐對石膏的品質影響，為渣水系統實現脫硫廢水零排放，達到以廢治廢的目的。

1 試驗方案

1.1 工藝路線

圖1為渣水系統實現脫硫廢水零排放的工藝流程圖。將脫硫廢水打到渣倉，脫硫廢水經渣倉內爐渣過濾、中和等物化作用后流入地溝，與鍋爐區其它廢水通過圍堰匯入鍋爐區撈渣機旁的含煤廢水池中。含煤廢水池通過液位控制水泵將池水打至撈渣機，撈渣機溢流液經撈渣機旁的溢流水泵打到高校濃縮機處理后平流至貯水池，貯水池水由除灰水泵打入撈渣機做冷卻水。貯水池部分溢流水打入脫硫工藝水箱做脫硫工藝水補水，而高效濃縮機底排泥排入石膏緩沖罐經真空皮帶進行污泥脫水。

圖1 脫硫廢水引入渣水系統工藝流程圖

1.2 實驗方案

1.2.1 脫硫廢水引入渣倉

將脫硫廢水排入渣倉或渣庫中，與堆積的水淬渣充分接觸，吸附攜帶去除部分污染物。同時，避免酸性及高鹽度的脫硫廢水直接混入撈渣機中，對撈渣機設備的腐蝕和結垢影響，本工藝將脫硫廢水先引入渣倉進行處理后再進入渣水系統。為了考察脫硫廢水引入后整個系統的污染物變化情況，通過在線監測儀表對運行過程中Cl-濃度、pH、電導率和濁度等指標進行采集。布設的采集點包括脫硫廢水、高效濃縮機、貯水池和脫硫工藝水箱。

2 結果與討論

2.1 渣水系統運行情況

2.1.1 電導率變化情況

脫硫廢水屬于高鹽廢水，引入渣水系統會導致體系的電導率升高，存在設備腐蝕的風險。為了探究脫硫廢水引入對渣水系統穩定運行的影響，試驗過程中分別考察了高效濃縮機、貯水池、脫硫工藝水和復用水的電導率變化情況，如圖2所示。由圖2可知，脫硫廢水引入渣水系統后，系統電導率波動較小。一方面，引入脫硫廢水的水量相對于渣水系統的冷卻水量來說較小，另一方面是渣水系統中的爐渣多孔的性質能夠帶走部分鹽離子，導致系統整體的電導率變化不大，因此脫硫廢水的引入對渣水系統整體的運行影響不大。

圖2 電導率變化情況

2.1.2 pH變化情況

脫硫廢水一般呈弱酸性，同時在氯離子濃度高的情況下，容易對渣水系統的設備造成潛在的腐蝕影響。實驗考察了脫硫廢水引入后，各工藝段的pH變化情況，結果如圖3所示。由圖可知，在運行過程中，渣水系統各環節工藝段的pH穩定在7左右。這是由于渣倉與撈渣機中爐渣中含有大量的堿性金屬氧化物，能與脫硫廢水發生中和反應，整體系統的pH較為穩定。

圖3 pH變化情況

2.1.3 濁度變化情況

脫硫廢水自旋流器分離而出，廢水中攜帶了大量細小顆粒的懸浮物，容易造成渣水系統中設備或者管道堵塞。為了探究脫硫廢水引入對渣水系統濁度的影響情況，分別考察了高效濃縮機、貯水池、脫硫工藝水和復用水的水質變化情況，如圖4所示。由圖可知，在運行期間，復用水、脫硫工藝水水質穩定，濁度穩定在50 NTU以下，滿足作為工藝補水的要求。高效濃縮機和貯水池池水的濁度前期由于池體水位較低，使得示數波動較大，后期趨于穩定。脫硫廢水引入渣水系統后，堿性的爐渣與進水之間會形成金屬的氫氧化物發生共沉淀，懸浮物得以去除。

圖4 濁度變化情況

2.1.4 氯離子濃度變化情況

脫硫廢水含氯量高，氯離子的存在將會對渣水系統設備腐蝕有潛在的風險，需考察渣水系統氯離子的濃度變化情況。如圖5所示，隨著脫硫廢水的引入，渣水系統中工藝水中的氯離子濃度升高了。但在穩定運行后，脫硫工藝水的氯離子保持在1000 mg/L以下，能夠滿足作為脫硫工藝水補水的水質要求。

圖5 脫硫工藝引進后水中氯離子和pH的變化情況

2.2 脫硫島運行情況

在吸收塔內SO2通過石膏漿液洗滌并與漿液中的CaCO3反應生成亞硫酸鈣，然后在吸收塔底部的循環漿液池內被氧化風機鼓入的空氣強制氧化成硫酸鈣（即石膏）[8]。吸收塔內的漿液pH對脫硫塔的脫硫效率影響較大，一般需控制在5～6為最佳。若塔內漿液的pH過低則會導致漿液對SO2的去除能力及所產生的石膏質量下降，而pH過高則會引起脫硫島內部產生更加嚴重的結垢問題。另外，采用石灰石-石膏濕法脫硫工藝的脫硫島內吸收漿液的氯離子濃度也將影響著脫硫島的效率，氯離子一般控制在20000 mg/L以下，過高會造成吸收塔腐蝕和吸收效率下降[9，10]。

如圖6所示，考察脫硫廢水引入渣水系統后，再次回用于脫硫島對煙氣脫硫運行的影響情況。引用渣水系統貯水池出水后，脫硫島內漿液的pH保持在5～6。改造后相對于改造前漿液的氯離子有所增高，但在設計范圍之內。同時脫硫島出口煙氣中的SO2濃度＜35 mg/m3，滿足超低排放的要求，因此渣水系統的回用補水未對脫硫島的脫硫效率產生影響。

圖6 脫硫島內脫硫漿液Cl-濃度和pH的變化情況

2.3 石膏品質影響探究

為了實現全過程的零排放處理，高效濃縮池的底排泥引入石膏罐中進行資源化利用，考察其對石膏品質的影響情況。由圖7可知，對比脫硫廢水引入系統前后，石膏中的酸不溶物、碳酸鈣、亞硫酸鈣和硫酸鈣的含量基本沒有改變。其中酸不溶物滿足含量≤3%、碳酸鈣滿足含量＜3%、亞硫酸鈣滿足含量＜1%和硫酸鈣＞90%的要求。對比石膏中的含濕率和pH值均滿足《煙氣脫硫石膏JC/T 2074-2011》中的三級技術要求：含濕率＜12%、pH值在5～9。對比優化前后的數據可知，改造前石膏中的氯離子含量普遍在700～800 mg/kg，而改造后氯離子含量逐漸下降，監測期間結束，最低下降到 497.2 mg/kg，改造前后未對石膏的含濕率和pH造成影響。但煙氣脫硫石膏的技術要求中氯離子指標三級標準要求氯離子≤400 mg/kg，因此石膏仍需淋洗降低氯離子后，才能滿足再利用的技術要求。

圖7 引入脫硫廢水后石膏中成分變化情況

2.4 石膏與爐渣的浸出毒性分析

脫硫廢水水質復雜，存在部分重金屬含量較高的情況，引入渣水系統能與爐渣中堿性金屬氧化物等發生反應并沉淀排到渣倉；另外，渣水系統的外排水回用進入復用水處理系統，接著以脫硫工藝補水入脫硫島，存在提高石膏重金屬含量的可能。為了考察該工藝對爐渣和石膏再利用的影響情況，進行了石膏和爐渣的重金屬毒性浸出實驗。由圖8可知，部分離子的濃度值為負數，可能原因是目標元素低于儀器檢出限導致的。參照《GB 5085.3-2007危險廢物鑒別標準浸出毒性鑒別標準》的相關指標，表明石膏和爐渣的重金屬浸出均滿足標準要求。故脫硫廢水引入渣水系統后不會對石膏和爐渣的再利用產生影響。

圖8 石膏和爐渣重金屬浸出濃度

3 結論

（1）脫硫廢水引入渣倉更有利于去除脫硫廢水中的懸浮物和污染物，可有效降低脫硫廢水對渣水系統的不良影響，保證系統的穩定運行。

（2）引入渣倉后，水質的電導率低于直接引入撈渣機，各工藝段的處理設施運行更加穩定。渣水系統的高含鹽廢水未進入廠區的復用水處理系統，復用水處理系統的出水水質相較于原工藝有所改善。貯水池的溢流液會用到脫硫工藝水箱中，脫硫工藝水的氯離子相較于引入前有所上升，但仍滿足回用要求。

（3）引入脫硫廢水后的工藝并未對脫硫島的脫硫效果產生影響，脫硫島的各項關鍵運行指標都在控制之內。脫硫廢水引入渣水系統是一種有效的實現脫硫廢水零排放的思路，達到一水多用，以廢治廢的目的，實現低成本處理脫硫廢水。