煙氣脫硫廢水排入渣水處理系統(tǒng)的試驗研究

陳 彪，許 超，趙 琦，符岳全

(1.浙江省電力試驗研究院，杭州 310014；2.嘉興發(fā)電有限責任公司，浙江 平湖 314201；3.嘉華發(fā)電有限責任公司，浙江 嘉興 314201)

目前，我國燃煤電廠90%以上加裝了石灰石－石膏濕法煙氣脫硫裝置。這些脫硫裝置在運行中要產生一定量的廢水，廢水中含有部分重金屬、氟化物，且懸浮固體含量（SS）和化學需氧量（COD）較高，必須經過處理后才能排放。

1 國內外煙氣脫硫廢水處理方式

1.1 灰場堆放

灰場堆放在國外燃用劣質煤的電廠用得較多，該方法是將脫硫廢水與經濃縮的副產物石膏混合后排至電廠干灰場堆放，飛灰中的CaO成分可以作為粘合劑固化脫硫石膏，或者在石膏中摻入飛灰和石灰的混合物，將石膏固化為硅酸鈣，固化處理后的石膏堅硬，不易滲水[1]。國內珞璜電廠也是將廢水混入石膏漿中，經串聯(lián)泵排至濕灰場堆放儲存，使廢水中的重金屬與堿性灰水作用，在灰場發(fā)生沉淀。

1.2 蒸發(fā)脫硫廢水

從理論上講，蒸發(fā)脫硫廢水可以實現(xiàn)水的重復利用，便于實現(xiàn)全廠廢水零排放，但這是以高昂的投資為代價的。據統(tǒng)計[2]，蒸發(fā)設備投資大約每1 t/h出力需50～70萬元，該方法目前在國內還沒有應用業(yè)績。

國外應用較多的是利用電除塵器（ESP）和空氣預熱器之間的煙道間隙來加熱脫硫廢水，使廢水完全蒸發(fā)，所含的固體物與飛灰一起收集處置。如美國采用的高級石灰石洗滌脫硫系統(tǒng)中，在ESP前設置廢水蒸發(fā)系統(tǒng)，達到基本無廢水排放。在環(huán)保要求更嚴格的歐洲國家如德國，燃煤電廠煙氣脫硫廢水若不經過化學處理，也必須蒸干，基本達到廢水零排放。但該方法會增加煙氣濕度，易造成電除塵器低溫腐蝕，從而對電除塵器提出了更高的要求。

1.3 單獨處理后排放或回用

針對脫硫廢水的水質特點，設置1套完整的化學處理系統(tǒng)，可通過氧化、中和、沉淀、絮凝等方法去除脫硫廢水中的污染物。隨著環(huán)保要求的提高，國內脫硫系統(tǒng)幾乎均采用該方法，缺點是系統(tǒng)復雜，設備數量多，工作環(huán)境差，初投資高，且運行要求高，稍有不慎就會出現(xiàn)處理后的廢水仍然無法達標的情況。但總體來講，這是目前國內外處理脫硫廢水的主流技術。

1.4 排入渣水系統(tǒng)

脫硫廢水經過二級旋流達到一定含固率后，直接排入電廠水力除灰系統(tǒng)（即渣水系統(tǒng)），脫硫廢水中的重金屬或酸性物質與堿性的渣水反應，生成固體物并去除，從而達到以廢治廢的目的。如果脫硫廢水的流量較小，摻入水力除灰系統(tǒng)后對其影響就很小，所以采用該方案基本不需要對水力除灰系統(tǒng)進行任何改造，也不需要額外增加水處理設備，因而該方案具有投資省、運行方便的優(yōu)點，在外排廢水量較少的電廠得到實際應用，并取得了較好的效果。本文正是基于此種思路，對嘉興電廠脫硫廢水排入渣系統(tǒng)的實際效果進行試驗研究，為渣水系統(tǒng)的實際運行提供技術指導。

2 脫硫廢水排入渣系統(tǒng)的試驗

2.1 理論依據

當脫硫廢水進入脫水倉與渣水接觸混合后，低pH值（5.0～5.7）的脫硫廢水與堿性的渣水中和，脫硫廢水中的部分懸浮物等雜質被渣吸附，將有效降低懸浮物含量，同時部分重金屬離子與堿性渣水混合后也可以沉淀，通過調整合適的pH值，渣水經過沉淀和儲水倉流動混合后，COD也會適當降低，從而使外排廢水達標。

2.2 渣系統(tǒng)水平衡情況

由于本試驗將向渣系統(tǒng)排入廢水，因而在試驗前有必要對渣系統(tǒng)的水平衡情況進行摸底。圖1顯示了渣系統(tǒng)在脫硫廢水進入前的水平衡情況。

根據嘉興電廠的實際情況，渣水處理系統(tǒng)的系統(tǒng)外補水主要為2路，一路是一期化學廢水，月平均約為83.3 t/h。另一路是備用工業(yè)水，在沒有一期化學廢水時投用，月平均約6.46 t/h。2路水均進入貯水池。

圖1 渣系統(tǒng)水平衡簡圖

渣水處理系統(tǒng)的外排水主要有以下5路：

（1）車運渣帶走：每周約700～800 t，平均含水量小于10%，外帶水量約0.5 t/h。

（2）灰場噴淋用水：試驗期間未使用。

（3）灰?guī)煺{濕卸灰用水：基本不用，約0 t/h。

（4）灰?guī)炫盼鬯茫和馀胖烈黄诨規(guī)焯幚恚C合考慮一期灰?guī)靺^(qū)域渣水系統(tǒng)的經常性泄漏流量和雨水量，共約83 t/h。

（5）沉淀池泥漿泵和貯水池泥漿泵：每班各投運半小時多，平均每班3 t/h，共為6 t/h。

系統(tǒng)水量在廢水排入前基本平衡。試驗以不影響系統(tǒng)正常運行為原則，為取得理想的試驗數據，需合理安排試驗方案。

2.3 試驗方案

（1）調整石膏外排時間，并調節(jié)石膏旋流站至廢水旋流系統(tǒng)管路手動閥開度大小，控制廢水外排量，使其大致在設計值范圍內。同時取樣分析廢水泵出口的廢水含固率。

（2）脫硫廢水進渣水系統(tǒng)前測定脫水倉分配槽（擋板）、沉淀池和貯水池原始pH值，并測定沉淀池上層溢流液原始懸浮物含量。

（3）脫硫廢水進渣水系統(tǒng)前，需要先測定石膏漿液中氯離子濃度（Cl-），調整脫硫廢水外排間隔，盡量在濃度較高時外排，試驗中以控制15000 mg/L≤Cl-＜20000 mg/L為目標（每日取一個吸收塔漿液樣分析即可）。試驗檢測出Cl-在15000 mg/L左右，即可以開始外排脫硫廢水。

（4）每日人工統(tǒng)計脫硫廢水量，嚴格控制外排量，以不超過設計最大值34 t/h為準，同時對調試期間的外排廢水定期進行含固率測定，以保證含固率合格。

（5）每日人工觀測脫水倉底渣料位，料位過高時及時切換脫水倉。

（6）在脫水倉分配器、脫水倉、沉淀池、貯水池設置4個測點，每天在進脫硫廢水時對各點進行1次pH值測定。試驗過程中定期對貯水池取樣分析化驗，取樣方法為在溢流口附近取3點混合樣。需要說明的是脫水倉分配器處每次只測定pH值，原始樣分析時，脫水倉在其溢流堰外排至沉淀池出水管處取樣，沉淀池在其溢流至貯水池的外排管出水口取樣。

（7）當測定出貯水池水質pH值變低時（控制范圍6～9），以不影響渣系統(tǒng)正常運行為原則，調整加酸泵沖程和頻率，適當降低加酸量。相反則升高加酸量。

（8）保持渣水系統(tǒng)連續(xù)運行2個星期，每日取樣分析，記錄分析數據。

3 試驗結果分析

3.1 試驗期間各測點pH值變化情況

試驗中對脫水倉分配器 （脫硫廢水）、脫水倉、沉淀池、貯水池各點pH值進行監(jiān)測，如表1所示。發(fā)現(xiàn)渣水的pH值均在10以上，呈強堿性，而脫硫廢水的pH值均在6左右，呈弱酸性，值得注意的是脫硫廢水的pH值并不是漿液在吸收塔內的運行值（5.2～5.6），而是比吸收塔內pH值稍高。

3.2 渣系統(tǒng)溫度變化情況

試驗期間系統(tǒng)各測點溫度監(jiān)測值如表2所示。

表1 現(xiàn)場試驗pH值監(jiān)測表

表2 各測點溫度監(jiān)測結果

脫硫廢水的溫度為46℃左右，長期連續(xù)排入渣水系統(tǒng)后，必將導致渣系統(tǒng)水溫升高。從測定的情況來看，脫硫廢水導致貯水池溫升最高達15℃左右，在高氯根離子濃度的情況下，這樣的溫升對加快設備腐蝕的程度還值得進一步探討。

3.3 渣系統(tǒng)取樣分析結果

脫硫廢水中的特征污染物主要是氟化物、硫化物及部分重金屬。試驗過程中考慮到重金屬的轉化和沉積需要一個過程，故試驗中等間隔安排3次取樣，取樣時間為貯水池水外溢時，分別是4月15日，4月20日和4月25日，其中4月15日對脫硫廢水原樣進行了取樣分析，分析數據如表3所示。

從試驗結果來看，國家明確規(guī)定的第一類污染物（As、 Cd、 Cr、 Hg、 Ni、 Pb）在渣水外溢口全部達標，第二類污染物如COD、氟化物、Zn和Cu等也均達標，僅SS超標。當然，評價渣系統(tǒng)對脫硫廢水中污染物的消減作用，還需要對比分析脫硫廢水原水的污染物含量。

對比表3的數據可以看出，雖然脫硫廢水中的重金屬離子含量并不高，未超出國家標準限值，但經過渣系統(tǒng)后，在貯水池處檢測出鉻、鎘、鎳等重金屬含量明顯下降，說明堿性的渣水環(huán)境對重金屬離子的沉淀作用比較明顯，對氟化物的去除作用也比較明顯，幾次檢測結果均在10 mg/L左右，從而說明了渣水中Ca2+對F-的沉淀作用。

4 存在的問題

4.1 對渣系統(tǒng)閉式循環(huán)水量的影響

嘉興電廠一期渣系統(tǒng)屬閉式循環(huán)系統(tǒng)，連續(xù)循環(huán)水量約400 t/h，在循環(huán)過程中由于鍋爐灰斗蒸發(fā)和脫水后灰渣攜帶（水分≤25%）、污泥泵帶走等因素損失水量約8 t/h，因此系統(tǒng)的總水量需要補充，脫硫廢水進入渣系統(tǒng)后正好起到補充水分的作用，這是有利的一面。而設計當初提出的脫硫廢水作為酸液進行酸堿中和，通過試驗發(fā)現(xiàn)效果并不明顯，即使是石膏旋流站處的pH值也在6.0以上。試驗中間隔一定時間對皮帶機上的漿液分配槽處進行手工測定，得出的pH值均不低于6.0，廢水至脫水倉頂部出口處pH值達到6.2。即脫硫廢水在該系統(tǒng)中只有補水作用，沒有表現(xiàn)出明顯的中和效應，但大量的脫硫廢水進入渣系統(tǒng)后使水平衡破壞，極易導致廢水在渣系統(tǒng)內停留時間不夠而外溢，使污染物超標。

4.2 堵塞脫水倉

脫硫廢水懸浮物含量為2000～8000 mg/L，大致相當于水力輸渣水懸浮物含量的1/3，似乎可以認為脫硫廢水的懸浮物對渣系統(tǒng)無影響。但試驗中卻發(fā)現(xiàn)脫水倉堵塞嚴重，主要表現(xiàn)為脫水倉切換時，當排渣門打開后，漿狀物瞬間噴出，現(xiàn)場漿液四射，相當危險。分析其原因主要是脫硫廢水中含有較高的 SO及Ca2+，而渣水中懸浮物主要含有SiO2、Al2O3、CaO、MgO等。試驗分析了脫水倉中硫酸根離子含量，如表4所示。

表4 試驗前后脫水倉SO含量對比

表4 試驗前后脫水倉SO含量對比

可以看出，脫水倉中硫酸根離子的含量在逐步增加。由于脫水倉中心濾網格柵間距僅為1.5 mm，硫酸根和鈣離子的存在使渣水中細微顆粒黏附沉積在格柵處，堵塞柵孔。從更換下來的中心濾網看，堵塞的柵孔處全為石膏粉末狀固結物包裹了細小的渣粒，且大面積堵塞，越是靠脫水倉底部的濾筒堵塞越厲害，這正是卸渣時漿液噴射的直接原因。

4.3 Cl-對設備的影響

氯離子是脫硫廢水中普遍存在的腐蝕陰離子，具有極高的促進腐蝕反應性，又有很強的穿透性，容易穿透金屬表面的保護膜，造成縫隙腐蝕和孔蝕，這是脫硫廢水進入渣系統(tǒng)后另一個值得關注的問題。由于脫水倉、沉淀池等均采用Q235a普通碳素結構鋼，不耐氯根腐蝕。至于脫硫廢水是否會加劇渣水系統(tǒng)其他相關設備的腐蝕，比如碎渣機、渣泵、渣漿管道等，還需要長時間的觀察研究。

從本次試驗檢測結果看（如表5），Cl-逐漸升高，到4月27日監(jiān)測時已經從原來的202 mg/L上升到1640 mg/L，隨著運行時間的延長，其濃度會更高。而高濃度氯離子的存在，對設備尤其對壓力管道的長期運行肯定是不利的。

表5 試驗前后渣系統(tǒng)Cl-含量對比

目前國內外在腐蝕領域的許多著作和研究都對氯離子的腐蝕機理作定性分析，但是要從定量的角度來分析確定氯離子腐蝕指標，因為牽涉的因素太多，目前還比較困難，但可以通過模擬試驗來求得有關腐蝕速率的大概數值。

浙江省電力試驗研究院環(huán)化所對脫硫廢水腐蝕速率問題進行了標準掛片的腐蝕試驗。研究結果表明：pH值為5.54～5.81；Cl-為10625～12088 mg/L時，脫硫廢水對A3鋼和20號碳鋼的腐蝕速率都在0.8 mm/a以上。即使是在渣系統(tǒng)pH值為10左右的區(qū)間內，腐蝕速率也在0.6 mm/a左右，現(xiàn)有的渣系統(tǒng)是否可以接受這樣的腐蝕速率是決定脫硫廢水能否長期進入的一個重要因素。

進一步的研究結果表明：在相同條件下，pH值對試片的腐蝕影響更加明顯，當pH值控制在9以上時，腐蝕速率明顯減小。即從氯根腐蝕的角度看，脫硫廢水進入渣系統(tǒng)后保持堿性條件運行（停運酸泵），可大大減少設備腐蝕。但堿性條件將使系統(tǒng)管道內結垢明顯加重。渣系統(tǒng)在堿性條件下運行時，pH值與管道結垢的關系是本課題下一步研究的重點。

5 結語

（1）堿性渣水對脫硫廢水中重金屬與氟化物有明顯的沉積作用。這種處理脫硫廢水的方法不需新增投資，且可部分回用脫硫廢水。結合我國的實際情況，在控制好廢水量的前提下，這種處理脫硫廢水的方式值得推廣應用。

（2）脫硫廢水進入渣系統(tǒng)后最大的問題是脫水倉堵塞和設備腐蝕，這與 SO和Cl-的濃度密切相關。 SO可通過預沉淀降低濃度，利用常規(guī)混凝沉淀過濾的方法是無法去除Cl-的。在渣系統(tǒng)接納處理脫硫廢水前，對渣系統(tǒng)設備進行腐蝕裕量評估是非常必要的，必要時需對系統(tǒng)內薄弱環(huán)節(jié)進行防腐處理。

（3）從試驗結果看，渣系統(tǒng)要長期正常運行，脫硫廢水約1%左右的含固率是不可忽略的，需要在設計工藝上考慮。目前可用的方法主要是預沉淀或添加具有緩蝕與阻垢雙重功效的阻垢劑，目的都是減輕脫水倉濾網堵塞，保護沉淀池和貯水池，避免底部板結、泥漿泵管路堵塞。

[1] 趙毅，胡志光.電力環(huán)境保護實用技術及應用[M].北京：中國水力水電出版社，2006.

[2] 吳怡衛(wèi).石灰石-石膏濕法煙氣脫硫廢水處理的研究[J].中國電力，2006，39（4）∶75-80.

[3] 葉青，張國鑫.脫硫廢水引入渣溢水系統(tǒng)的可行性分析[J].浙江電力，2009，增刊 ∶79-80.