煙道蒸發脫硫廢水零排放的優化應用研究

林 煒

(浙江天暢環境科技有限公司，浙江 杭州 310012)

隨著煙氣超低排放要求的全面落實，濕法脫硫工藝廣泛地應用于煙氣治理中[1]，隨之帶來的脫硫廢水二次污染源的產生正日益成為焦點，而國家近幾年進一步收緊政策使得企業不得不開始考慮脫硫廢水零排放處理問題。傳統的脫硫廢水三聯箱處理工藝具有投資大、運行費用高、部分污染物難達標、且還有少量廢水產生等問題[2-3]。目前的脫硫廢水零排放工藝主要采用預處理+末端處理，其中末端處理主要是通過蒸發將脫硫廢水實現零排放[4]。濃縮煙道蒸發脫硫廢水零排放工藝是在煙道蒸發基礎上優化而來的一種濕法脫硫廢水處理工藝，本文通過將其應用于嘉興新嘉愛斯熱電廠的220 t/h鍋爐上，分析了該技術優化特點、對煙氣各相關系統運行的影響以及廢水處理費用，以為煙道蒸發脫硫廢水處理工藝優化提供依據。

1 濕法脫硫廢水概述

濕法脫硫系統產生的廢水具有以下特性[5-7]：水質特性變化大，且不穩定；腐蝕性強，pH值為5～6，偏酸性，氯離子(Cl-)含量高，為5～20 g/L；懸浮物SS含量較高，為10～60 g/L，且變化大；硬度大，含大量的金屬離子(Ca2+、Mg2+等)，總量為20～50 g/L；化學需氧量(COD)超標，在脫硫廢水中，還原態的無機物連二硫酸鹽是形成化學耗氧的主要原因，其可生化性差；重金屬(Hg、Cr、Pb、Ni、Cd)含量高等。脫硫廢水經傳統工藝(三聯箱)處理后可以去除廢水中的懸浮物、重金屬、部分鈣鎂，但排放的廢水中有些指標仍然難以達到《火電廠石灰石-石膏法濕法脫硫廢水水質控制指標》(DL/T997—2006)標準的要求，主要為Cl-、SS、COD、氟化物等[8-9]，不能排入市政污水管道。

有些電廠特別是中小型的機組，由于脫硫廢水量少，利用廢水處理系統處理脫硫廢水的經濟性較低，經常將脫硫廢水輸送至灰場或煤場進行噴灑處理[10]。這種利用空曠的場區進行脫硫廢水自然蒸發的處置方式雖然可以降低場區揚塵，但最終脫硫廢水中的污染物將隨著煤再一次進入到鍋爐系統中，由于場區的噴灑為開放式，對污染物的流向較難約束，可能會對地下水或空氣造成再次的污染。因此，采用該處置方式時需要考慮其對周邊環境造成的影響。為了實現真正意義的脫硫廢水零排放，目前針對脫硫廢水的末端處理方式主要有蒸發結晶和煙道蒸發兩種處理工藝。

1. 1 蒸發結晶工藝

在高溫狀態下對工藝廢水進行蒸發，除結晶水外所有水分均以水蒸氣形式排出，經冷凝后形成純凈的蒸餾水回用，廢水中的鹽類和污染物經過濃縮結晶形成固體產物。此類產物一般是被送往垃圾處理廠填埋或將其回收作為有用的化工原料[11-12]。蒸發結晶處理工藝對水質的適應能力較好[13]，但因能耗較高導致其處理成本高、經濟性較差，同時結晶出的鹽很難作為工業鹽在市場流通，進而容易產生新的固體廢物。

1. 2 煙道蒸發工藝

將末端廢水霧化后噴入除塵器入口前煙道內，利用煙氣余熱將霧化后的廢水蒸發，也可以引出部分煙氣到噴霧干燥器中，利用煙氣的熱量對末端廢水進行蒸發處理[14-15]。在煙道霧化蒸發處理工藝中，廢水中的水分以水蒸氣的形式進入脫硫吸收塔內，冷凝后形成蒸餾水，進入脫硫系統循環利用[16-17]。同時，末端廢水中的溶解性鹽在廢水蒸發過程中結晶析出，并隨煙氣中的灰一起在除塵器中被捕集。目前煙道蒸發處理工藝主要有主煙道蒸發技術和旁路煙道蒸發技術和旁路噴霧干燥蒸發技術[18]，這三種煙道蒸發技術在工藝原理、水質適應能力、處理能力、運行費用和技術缺陷方面的對比，詳見表1。

表1 煙道蒸發技術對比

2 煙道蒸發技術的優化應用案例分析

嘉興新嘉愛斯熱電有限公司的脫硫廢水零排放工藝采用了濃縮煙道蒸發技術，該工藝與以往的煙道蒸發工藝的不同在于將旁路蒸發濃縮與煙道蒸發相疊加，在除塵器后引一部分低塵熱煙氣進入蒸發濃縮塔，充分利用了煙氣的余熱將脫硫廢水濃縮，并把高濕煙氣引回除塵器后與原煙氣混合進入脫硫塔；混合后的煙氣溫度降低、濕度增加，可節省后續工藝水的耗量；濃縮后的廢水再由噴射系統噴灑入除塵器前煙道，在煙道里二次加熱蒸發，隨煙氣進入除塵器，結晶體和污染物與飛灰一起由除塵器捕集，最終與飛灰一起處置。該濃縮煙道蒸發技術流程圖，見圖1。

圖1 濃縮煙道蒸發技術流程圖Fig.1 Flow chart of the technology in concentration and flue evaporation

嘉興新嘉愛斯熱電有限公司2#鍋爐為220 t/h額定蒸發量，配套一爐一塔濕法脫硫工藝，常規的脫硫廢水產生量約為1.0 t/h，考慮到脫硫廢水間歇外排和操作人員運行排班情況，脫硫廢水處理量按3.5 t/h設計。該脫硫廢水零排放工程項目新上一臺旁路增壓風機及蒸發塔，廢水經蒸發濃縮后，脫硫廢水量降低至0.5～0.7 t/h，含固量為5%～10%。濃縮廢水經噴射系統噴灑于除塵器前部煙道，后隨熱煙氣蒸發，污染物隨除塵器捕集混合灰收集外運，工藝簡便、無二次污染源產生。嘉興新嘉愛斯熱電有限公司脫硫廢水零排放工程項目主要設計參數見表2。

表2 嘉興新嘉愛斯熱電有限公司脫硫廢水零排放工程項目主要設計參數

2. 1 低塵蒸發濃縮優化

經過預處理的脫硫廢水是低濃度的廢水，為了減輕對除塵器的影響，本項目設置了濃縮系統，以提高廢水的濃度。由于將低塵熱煙氣作為蒸發熱源，蒸發系統內部的含塵量較少，系統較潔凈，不易引起設備結垢、管道堵塞等故障。水蒸氣和濃縮廢水分兩路回除塵脫硫系統，對煙道、除塵器等設備起到了一定的保護作用，不會有大量的高濕煙氣混入除塵器前的高粉塵煙道，造成煙道和除塵器內部粉塵結團黏壁；有限的濃縮廢水量噴灑不會造成大幅度的溫降和濕度的增加，確保了設備的正常運行及可靠的防腐性能。

新建一座蒸發塔，塔內設置兩層噴淋層，塔底部漿池內設置攪拌器，脫硫廢水通過大流量循環泵不斷循環濃縮。在蒸發塔內利用135℃的低塵熱煙氣與廢水進行換熱濃縮，水分在高溫煙氣作用下蒸發，最終進入濕法脫硫塔。隨著水分的蒸發，廢水的濃度不斷升高，廢水量大大降低，廢水量可以濃縮至原來的1/10。經水質分析，蒸發濃縮前后廢水水質的對比表明(見表3)：除了氨氮以外，蒸發濃縮后廢水中各種物質的含量均有所提高，而氨氮主要是由于熱煙氣的吹脫作用部分進入了氣相，導致其濃度有所下降。

表3 蒸發濃縮前后脫硫廢水水質對比

2. 2 噴射系統優化

煙道蒸發工藝是一種基于噴霧干燥技術的工藝，基本原理是將溶液霧化噴入高溫煙道內，廢水以霧滴狀與高溫氣體接觸，液滴在高溫煙氣的作用下在煙道內蒸發結晶，廢水中的雜質及可溶鹽晶體進入干式除塵系統隨粉煤灰一起被捕集，一同被收集存儲及外排，系統廢水經消耗殆盡從而達到脫硫廢水零排放的目的。

為了更精確的設備選型和噴槍布置，采用了CFD流場模擬。流場模擬采用標準k-ε模型模擬煙道內的湍流流動[19]，該模型通過對湍流動能k和湍流動能耗散率ε進行半經驗的?；瘉矸忾]湍流狀態下的流動控制方程[20]。

對于脫硫廢水的流動，采用離散相模型，即在拉格朗日坐標系下處理液滴相，在歐拉坐標系下處理氣相。假設粒子的運動按照隨機軌跡模型與氣相耦合，粒子在運動過程中與四周進行著動量、熱量和物質交換，發生水分蒸發、揮發分析出[21-22]。

對于氣相的非預混反應，采用漩渦/動力學模型進行模擬。該模型可以很好地模擬湍流與化學反應的相互作用，在計算化學反應速率時，同時計算湍流耗散速率和阿累尼烏斯速率，繼而取其中的較小者。

經CFD流場模擬，可得到不同粒徑霧滴和廢水噴射速度對考察面溫度分布的影響，見圖2和圖3。

圖2 不同粒徑霧滴對考察面溫度分布的影響Fig.2 Influence diagram of different particle size droplets on the temperature distribution of sinspection urface

由圖2可見，霧滴粒徑越小，溫度分布越均勻，霧滴粒徑為50 μm溫度分布的均勻性優于霧滴粒徑為75 μm的，說明粒徑越小霧滴在高溫煙道里越容易蒸發，氣液兩相混合時間越短，溫度分布的均勻性越好。

圖3 不同廢水噴射速度對考察面溫度分布的影響Fig.3 Influence diagram of different jet velocity of wastewater on the temperature distribution of inspection surface

由圖3可見，噴射速度越快，對附近的影響區域越大，能快速擾動混合，溫度均勻性好。

根據流場模擬的結果，噴槍選取雙流體噴槍，在壓縮空氣為0.3～0.4 MPa的作用下，廢水的液滴霧化直徑可以小于50 μm，噴槍出口處廢水噴射速度為21.8 m/s，其有效距離的廢水噴射速度為9.4 m/s。在電袋除塵器入口垂直煙道的噴射截面上設置了4組雙流體噴槍噴灑濃縮廢水，每套噴槍流量為900 L/h，廢水與煙氣順流噴射，在煙道里停留時間約為2 s，能使廢水完全蒸發。噴槍平面和立面布置圖見圖4和圖5。

圖4 噴槍平面布置圖(單位：mm)Fig.4 Layout plan of spray gun (unit:mm)

2. 3 設置自清洗過濾系統

為減少系統的堵塞，在管路上設置了自清洗過濾系統。自清洗過濾系統的主體設備為自清洗過濾裝置，通過高精度過濾材料對脫硫廢水進行固液分離，使廢水中粒徑>100 μm的顆粒被截留分離出來，出水的含固率降低至1 %以下。自清洗過濾系統采用DCS邏輯自動控制，可定時或定壓進行自動反沖洗，并以定壓為優先原則，確保系統壓力小于0.05 MPa，反沖洗排液進入脫硫系統的脫水系統。自清洗過濾器內部過流部件材質為PP，濾芯材質為PE，系統反沖洗間隔時間可視水質情況進行調整。自清洗過濾系統P&ID流程圖，見圖6。

圖5 噴槍立面布置圖(單位：mm)Fig.5 Vertical layout of spray gun (unit:mm)

圖6 自清洗過濾系統P&ID流程圖Fig.6 Flow chart of self-cleaning filtration system P&ID

3 運行影響分析

3. 1 對除塵器的影響

在除塵器前噴灑濃縮廢水，提高了煙氣濕度，會提高電場的擊穿電壓，有利于提高電介質強度，降低粉塵比電阻，減小氣體黏度，并有利于提高電袋除塵器的除塵效率；若采用的是布袋除塵器，由于是采用濃縮廢水而非原水噴灑，蒸發塔內大部分的水汽蒸發并隨煙氣被帶至脫硫塔前煙道，大大降低了噴灑量，運行時濃縮廢水噴灑后布袋除塵器入口煙氣溫度僅降低3～5 ℃，濕度增加0.25%，對布袋除塵器的除塵效率幾乎沒有影響，更不會引起糊袋。

3. 2 對脫硫水耗的影響

蒸發塔出口的低溫高濕煙氣將廢水中的大量水分帶至脫硫塔前與原煙氣混合后進入脫硫塔，在脫硫塔內經噴淋、冷卻作用后重新生成水進入漿液循環系統，可降低脫硫工藝耗水量。脫硫塔入口煙氣溫度下降5～10 ℃，煙氣濕度增加1%，使水氣充分再利用，降低了脫硫系統工藝耗水量。

3. 3 對灰流動性的影響

傳統的煙道蒸發技術噴灑量全部集中在除塵器入口，大量高濕煙氣進入除塵器系統會增加粉煤灰的濕度，使粉煤灰流動性變差，容易引起輸送管路堵塞。但濃縮煙道蒸發技術將會大大降低這種風險，因為含濕煙氣將大部分的水分帶至脫硫塔前，避開了除塵器系統，降低了對灰濕度的影響，除塵器入口的煙氣濕度僅增加了0.25%，對灰濕度的影響可以忽略不計。

3. 4 對粉煤灰品質的影響

本工程項目通過對照分析有、無投運廢水的除塵器出灰品質來說明廢水對灰分品質的影響。本工程項目廢水投運的是2#鍋爐，對比參照無廢水投運的3#鍋爐，可以看出：投運廢水零排放系統后，灰分中氯化物、氨氮、氧化鈣的含量提升相對較大，其中灰分中氯化物含量是投運前的7.53倍，氧化鈣含量是投運前的1.66倍，氨氮含量也有大幅度的提高，見表4。

經計算，廢水噴灑后固體總量約占粉煤灰總量的0.67 %，氯化物含量約占粉煤灰巖量的0.2 %。根據《通用硅酸鹽水泥》(GB175—2007)標準的要求，水泥中Cl-質量分數不大于0.06 %。因此，脫硫廢水經過濃縮蒸發后，粉煤灰用于制作水泥時，摻混比例不應高于30 %。根據灰分檢測結果，未投運廢水時灰分中氧化鈣的質量分數為14.5%，投運廢水后灰分中氧化鈣的質量分數為24.1%，所以本鍋爐投運爐內脫硫時Ca/S比值較大，導致粉煤灰中未反應的脫硫劑較多，本底基數較大，為14.5%。可見，投加的廢水導致了灰分中氯化物、氨氮、氧化鈣等物質的含量增多，但不影響灰分二次回收利用的品質要求。

3. 5 對設備的影響

獨立的旁路蒸發濃縮系統，不會影響主機及現有煙氣治理工藝流程。低塵熱煙氣是較純凈的煙氣，絕大部分的雜質和粉塵已被去除，其進入蒸發塔后，蒸發塔、管道結垢堵塞的風險降低，濃縮廢水的含固量為5%～10 %，且不斷地循環流動，管道堵塞的幾率小，此外蒸發塔底部漿液區設置了攪拌器、循環管，不斷地擾動，以防止漿液、結晶沉積。廢水零排放系統投運后，煙氣溫降小，除塵器入口溫度僅降低3～5℃，煙氣溫度約130℃，高于酸露點15～20℃，幾乎不對設備腐蝕產生影響。

3. 6 運行成本

本工程項目廢水零排放系統處理量為3.5 t/h，系統無需額外熱源，能耗低,其運行費用見表5。

由表5可知，每噸廢水的處理費用僅為12.8 元，低于常規的煙道蒸發工藝。

4 結 論

將經過除塵器后的低塵熱煙氣濃縮脫硫廢水再進行煙道蒸發的脫硫廢水零排放工藝，使濃縮廢水和濕煙氣分道回除塵脫硫系統，減少了系統的故障率，優化了脫硫廢水零排放工藝。

(1) 系統的噴射區布置均勻，噴射末端速度9.4 m/s及粒徑為50 μm均有利于廢水蒸發，廢水停留時間達到了2 s以上。設置的自清洗過濾系統可實現自動控制，降低了管道堵塞風險，確保了系統的運行安全和可控性。

(2) 對除塵器入口煙氣的溫濕度產生影響，溫降3～5℃，濕度增加0.25%；可提升電除塵器除塵效率，但對布袋除塵器的除塵效率、飛灰的流動性幾乎沒有影響；高濕低溫(55℃過飽和濕煙氣)的蒸發塔出口煙氣進入脫硫塔前煙道與原煙氣混合，降低溫度5～10℃，提高入塔煙氣的濕度(增加1%)，節約了脫硫系統的工藝耗水量，節省了物耗。

(3) 粉煤灰控制摻灰比例在30 %以下，不影響水泥的品質。濃縮煙道蒸發工藝廢水處理的單價較低，為12.8 元/t，低于常規的煙道蒸發工藝，具有明顯的競爭優勢。