脱硫废水ph6

① 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。
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② 脱硫脱硝产生的废水如何处理

(1)中和
中和处理的主要作用包括两个方面：发生酸碱中和反应，调整PH在6—9范围。沉淀部分重金属，使锌、铜、镍等重金属盐生成氢氧化物沉淀。常用的碱性中和药剂有石灰、石灰石、苛性钠、碳酸钙等。废水处理的道工序就是中和。即在脱硫废水进入中和箱的同时加入一定量的5%的石灰乳溶液，将废水的PH提高至9.0以上，使大多数重金属离子在碱性环境中生成难溶的氢氧化物沉淀。

(2)化学沉淀
废水中的重金属离子、碱土金属常用氢氧化物和硫化物沉淀法去除，常用的药剂分别为石灰和硫化钠。脱硫废水中加入石灰乳后，当pH为9.0—9.5时，大多数重金属离子均形成了难溶的氢氧化物；同时，石灰乳中的Ca2+还能与废水中的部分F一反应，生成难溶的CaF2，达到除氟的作用；经中和处理后的废水中重金属离子仍然超标，所以在沉降箱中加入有机硫化物，使其与残余的离子态的Hg2+等离子应形成难溶的硫化物沉积下来。具体参。

(3)混凝澄清处理
脱硫废水中的悬浮物含量较大，经化学沉淀处理后的废水中，含有许多微小的悬浮物和胶体物质，须加入混凝剂使之凝聚成大颗粒而沉降下来。常用的混凝剂有硫酸铝、聚合氯化铝、三氯化铁、硫酸亚铁等；常用的助凝剂有石灰、高分子絮凝剂等。采用絮凝方法使胶体颗粒和悬浮物颗粒发生凝聚和聚集，从液相中分离出来，是种降低悬浮物的有效方法。所以在絮凝箱中加入絮凝剂FeClSO4，使废水中的细小颗粒凝聚成大颗粒而沉积下来。在澄清池人口中心管处加入阴离子混凝剂PAM来进一步强化颗粒的长大过程，使细小的絮凝物慢慢变成粗大结实、更易沉积的絮凝体。

③ 电厂脱硫废水特点有哪些

1、电厂脱硫废水含有大量的硫酸根离子和硫化物，其pH值多低于4，且有明显的腐蚀性。
2、电厂脱硫废水中含有大量的重金属离子，其中以铬最为严重，有时含量高达数千毫克/升。
3、电厂脱硫废水中含有大量的有机物，其中以挥发性有机物最多，如烃类物质，有害有机物含量也很高。
4、电厂脱硫废水中含有大量的硫化氢气体，硫化氢浓度可以达到几千毫克/升以上。
5、电厂脱硫废水中含有大量的氨氮，有时含量可达到几百毫克/升。

④ 电厂脱硫废水加碱后变红色是什么问题（脱硫

脱硫废水中的杂质主要来源于烟气和石灰石。煤中的多种元素，如F、C1、Cd等，在燃烧过程中产生多种化合物，随烟气进入脱硫装置吸收塔，溶解于吸收浆液中。脱硫废水一般呈弱酸性，pH为4～6，悬浮物含量高(脱硫废水中的悬浮物主要是石膏颗粒、二氧化硅，以及铁、铝的氢氧化物)，阳离子为钙、镁等离子，含量极高，铁、铝含量较高，其它重金属离子含量不高，阴离子主要有CI一、S042一、SO]-．F‘等，化学耗氧量与通常的废水不同，在脱硫废水中，形成化学耗氧量的主要因素不是有机物，而是还原态的无机物连二硫酸盐l3]。虽然脱硫废水量一般不大，但由于水质特殊，不能排入火电厂工业废水处理系统处理，需要设置单独处理系统。脱硫废水的处理方法有：水与经浓缩脱水的石膏混合后排至干灰场，废水中的重金属及酸性物质与飞灰中CaO结合固化石膏；利用电除尘器与空气加热器之间的烟道问隙，加热蒸发脱硫废水；专用脱硫废水化学中和处理；用于水力冲灰。脱硫废水处理工艺采用物化法。针对脱硫废水中主要污染物重金属和悬浮物通过添加化学药剂使其沉淀，再通过澄清器将沉淀物分离，出水排放，沉淀污泥通过板框机脱水后外运处理，从而达到去除废水中污染物的目的。废水通过管路流入中和箱，同时按比例加入制备合格的石灰浆液，将中和箱pH调整到9.2+0.3，此pH范围适合大多数重金属离子的沉淀。并非所有重金属可通过与石灰浆作用形成很好的沉淀，其中主要是镉和汞。因此，需要在沉降箱中按比例加入重金属沉淀剂有机硫化物(TMTl5)。为了提高沉降效果，需向絮凝箱中按比例加入絮凝剂硫酸氯化铁(FeC1SO)，使氢氧化物、化合物及其它固形物从废水中沉淀出来。为了让絮凝后的废水中产生的细小矾花积聚成大颗粒，以便于废水进入澄清池后更快的沉降，在絮凝箱出口管路上添加助凝剂聚丙烯酰胺(PAM)。加药混合反应后的废水在重力作用下流入澄清池，进行固液分离。澄清池出水在出水箱中通过添加HC1将pH调整为标准要求的范围(6～9)内排放。电厂脱硫废水处理药品是化学品，直接接触对人体有伤害，但穿戴劳保用品合理使用，没有影响。

⑤ 脱硫废水处理方案

脱硫废水成分复杂，水中有机物成分复杂，硬度高、含盐量高、腐蚀性强，色度高，使用常规工艺无法得到很好的处理。因此在脱硫废水预处理中，添加脱硫废水脱色剂将原水的PH适用范围广（PH7.5～9），最适合微碱性。在反应箱加入脱硫废水脱色。在絮凝箱絮凝沉淀，加入助凝剂增强絮凝效果，实现污泥和上清液的分离，上清液自流至清水箱合格后排入工业废水处理系统或回用，污泥由输送泵输送至压滤机脱水，形成泥饼外运。
脱硫废水脱色剂使用过程中，会产生絮凝体密度大，易溶于水，污泥少，且无悬浮固体，不会堵塞加药设备和管道，用于废水处理可直接投加或稀释后，无二次污染。在水中易溶解，可形成多核络合物使水中颗粒胶体、微粒悬浮物质聚合在一起长大，形成体积大、密度高、沉降快的絮凝体，从而达到固液分离，上清液清澈。

⑥ 脱硫废水深度处理有几个阶段

火电厂脱硫废水的杂质来自烟气和脱硫用的石灰石，主要包括悬浮物、过饱和的亚硫酸盐、硫酸盐以及重金属：其中很多是国家环保标准中要求控制的第一类污染物由于水质的特殊性，脱硫废水处理难度较大，同时，由于各种重金属离子对环境有很强的污染性，因此，必须进行脱硫废水处理。脱硫废水与经过浓缩的副产品石膏混合后排放到电厂干灰场堆放。

脱硫废水深度处理阶段：

(1)中和

中和处理的主要作用包括两个方面：发生酸碱中和反应，调整PH在6—9范围。沉淀部分重金属，使锌、铜、镍等重金属盐生成氢氧化物沉淀。常用的碱性中和药剂有石灰、石灰石、苛性钠、碳酸钙等。废水处理的第一道工序就是中和。

(2)化学沉淀

废水中的重金属离子、碱土金属常用氢氧化物和硫化物沉淀法去除，常用的药剂分别为石灰和硫化钠。脱硫废水中加入石灰乳后，当pH为9.0—9.5时，大多数重金属离子均形成了难溶的氢氧化物。

(3)混凝澄清处理

脱硫废水中的悬浮物含量较大，经化学沉淀处理后的废水中，含有许多微小的悬浮物和胶体物质，须加入混凝剂使之凝聚成大颗粒而沉降下来。常用的混凝剂有硫酸铝、聚合氯化铝、三氯化铁、硫酸亚铁等;常用的助凝剂有石灰、高分子絮凝剂等。采用絮凝方法使胶体颗粒和悬浮物颗粒发生凝聚和聚集，从液相中分离出来，是种降低悬浮物的有效方法。

⑦ 脱硫废水处理问题

脱硫废水包括废水处理、加药、污泥处理3个分系统。废水通过管路流入中和箱，同时版按比例加入权制备合格的石灰浆液，将中和箱pH调整到9.2+0.3，此pH范围适合大多数重金属离子的沉淀。并非所有重金属可通过与石灰浆作用形成很好的沉淀，其中主要是镉和汞。因此，需要在沉降箱中按比例加入重金属沉淀剂有机硫化物(TMTl5)。为了提高沉降效果，需向絮凝箱中按比例加入絮凝剂硫酸氯化铁(FeC1SO)，使氢氧化物、化合物及其它固形物从废水中沉淀出来。为了让絮凝后的废水中产生的细小矾花积聚成大颗粒，以便于废水进入澄清池后更快的沉降，在絮凝箱出口管路上添加助凝剂聚丙烯酰胺(PAM)。加药混合反应后的废水在重力作用下流入澄清池，进行固液分离。澄清池出水在出水箱中通过添加HC1将pH调整为标准要求的范围(6～9)内排放。为了促进反应和后续反应箱中絮凝粒子的形成，在中和箱中加入澄清池中回流的少量恒定量的接触泥浆。剩余污泥周期性地利用高压偏心螺杆给料泵输送至板框压滤机进行脱水处理，泥饼外运。

⑧ 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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⑨ 脱硫正常ph值多少

脱硫正常ph值一般在0-14之间。

在常温下（25℃时），当它为7时溶液呈中性，小于7时呈酸性，值越小，酸性越强；大于7时呈碱性，值越大，碱性越强。

随着工业的发展和人们生活水平的提高，燃煤烟气中的SO2 已经成为大气污染的主要原因。已成为当今大气环境治理的当务之急。不少烟气脱硫工艺已经在工业中广泛应用，其对各类锅炉和焚烧炉尾气的治理也具有重要的现实意义。

脱硫方法

1、物理法： 通常用重力分离或磁分离法去除煤分中的硫化铁(黄铁矿)，以此形式存在的硫约占煤中硫分的2/3。

2、化学法：煤经粉碎后与硫酸铁水溶液混合，在反应器中加热至100～130℃，硫酸铁与黄铁矿反应转化为硫酸亚铁和单体硫，前者氧化后循环使用，后者作为副产品回收。

3、气化法：煤在1000～1300℃高温下，通过气化剂，使之发生不完全氧化，而成为煤气。煤中硫分在气化时大部分成为硫化氢进入煤气，再用液体吸收或固体吸附等方法脱除。

4、液化法： 煤的液化有合成法、直接裂解加氢法和热溶加氢法等。在液化过程中，硫分与氢反应生成硫化氢逸出，因此得到高热值、低硫、低灰分燃料。烟道气脱硫有干法和湿法之分。