呂武學，于燕飛，曲保忠，陳嘉寧，崔凌霄，馬雙忱

(1.華能威海發(fā)電有限責任公司 ，山東 威海 264205；2.華北電力大學 環(huán)境科學與工程系，河北 保定 071003；3.University of Illinois at Urbana-Champaign，Champaign，IL 61820)

0 引 言

我國燃煤電廠主流的煙氣脫硫技術是采用石灰石-石膏法濕法脫硫，據(jù)中電聯(lián)統(tǒng)計，2017年當年新投運火電廠煙氣脫硫機組容量約0.4 億kW；截至2017年底，全國已投運火電廠煙氣脫硫機組容量約9.2 億kW，占全國火電機組容量的83.6%，占全國煤電機組容量的93.9%。為了維持脫硫塔內的氯離子濃度低于20 000 mg/L[1],需外排脫硫廢水。外排的脫硫廢水不僅包括脫硫過程產生的廢水，還包括鍋爐沖洗水、機組冷卻水等[2]，導致產生的廢水水質最為惡劣。

目前由于環(huán)保政策的嚴格要求，尤其是從2015年4月14日發(fā)布的《水污染防治行動計劃》(即“水十條”)，提出禁止燃煤電廠脫硫廢水外排；截至2018-06-06，修編的《發(fā)電廠廢水治理設計規(guī)范》規(guī)定了電廠廢水處理設施的設計規(guī)范，新增多條廢水的設計要求，逐步推動廢水零排放的實現(xiàn)。針對廢水零排放的要求，許多專家學者通過分析大量的國內外研究現(xiàn)狀以及實際電廠案例運行結果，提出了幾種脫硫廢水零排放的技術路線，但技術的優(yōu)劣仍需實踐檢驗。

1 脫硫廢水技術路線選擇的總原則

1)可靠和經(jīng)濟性原則。便于運行和維護，滿足脫硫廢水零排放系統(tǒng)長期穩(wěn)定運行的要求。

2)一廠一策原則。堅持因地制宜、因煤制宜、因爐制宜的原則，充分考慮各廠脫硫廢水產生和排放實際情況。

3)協(xié)同性原則。脫硫廢水處理系統(tǒng)要與現(xiàn)有污染控制單元，如脫硫、脫硝、除塵等節(jié)能環(huán)保設備協(xié)同考慮。

4)無害化原則。脫硫廢水處理的產物要實現(xiàn)無害化和資源化，不能產生新的二次污染。

2 脫硫廢水預處理技術

預處理是脫硫廢水處理的初端，其目的是去除廢水中的大顆粒懸浮物、鈣鎂硬度離子、部分重金屬離子等，使廢水水質達到下一處理環(huán)節(jié)的進水要求，同時也可減少下一處理階段的結垢風險。常見的脫硫廢水的預處理技術是化學沉淀法，如電廠普遍采用的三聯(lián)箱技術、雙堿法、石灰-煙道氣法等。

三聯(lián)箱處理技術是通過加入石灰乳將廢水pH調至9左右[3]，去除易形成氫氧化物沉淀的金屬離子；再加入有機硫試劑使Cd2+、Hg2+等離子形成硫化物沉淀；最后在絮凝槽中加入助凝劑增強絮凝效果，經(jīng)澄清池澄清，排水進入下一處理環(huán)節(jié)，澄清池中產生的污泥經(jīng)板框壓濾機壓成濾餅外運，濾液再次返回三聯(lián)箱，其工藝如圖1所示。

圖1 三聯(lián)箱處理工藝Fig.1 Triple box treatment process

三聯(lián)箱作為脫硫廢水的預處理技術，雖去除了廢水中大量的鈣鎂易結垢離子，但未能去除其中高濃度的Cl-，因此需與其他處理技術相結合；同時其耗藥量較大，通過對各電廠的調研分析，普遍反映三聯(lián)箱處理技術在電廠不同負荷、脫硫廢水水質水量多變的情況下達不到預期的處理效果。

劉亞鵬等[4]利用這2種聯(lián)合方式對實際電廠脫硫廢水進行處理，結果表明，NaOH和Na2CO3聯(lián)合的方式用藥量少，對Ca2+、Mg2+的去除率均達到99.7%以上。連宙坤等[5]采用NaOH+Na2CO3的方法對脫硫廢水進行預處理，Ca2+的去除率達94.44%，Mg2+的去除率可達99.74%，用藥量相對較大。雙堿法中對廢水pH的控制是鈣鎂離子去除的關鍵[6]，在pH=10.5～11時，廢水中Mg2+的去除率可達99.87%[7]。張春桃等[8]利用化學沉淀-混凝-軟化工藝對脫硫廢水進行物化法處理，其對鈣鎂離子的去除率均達97%以上，同時對重金屬鎘、鉛、鎳均有一定的去除效果。汪嵐等[9]分析了利用石灰-煙道氣法軟化脫硫廢水的可行性，大幅降低藥劑費用。吳志勇等[10]利用芒硝-石灰-煙道氣法對廢水進行軟化處理，廢水中鈣、鎂離子的質量分數(shù)均小于0.005%。河源電廠采用兩級軟化澄清處理技術分步向脫硫廢水中加入石灰乳(或NaOH)、聚合鐵(或其他凝聚劑)、有機硫、助凝劑(聚丙烯酰胺)和純堿等藥劑，完成對脫硫廢水的全面軟化，對鈣、鎂離子的去除率均達到97%以上[11]，其工藝流程如圖2所示。該工藝可利用電廠原有的處理設施，運行靈活性較高，但由于該技術要在較高的pH下運行，因此堿性藥劑和純堿(軟化劑)投加量很大，污泥產生量高，約50 t/d(以泥餅計)，而且系統(tǒng)占地面積較大。長興電廠利用石灰和碳酸鈉對廢水進行除硬，其出水水質中Ca2+、Mg2+均未檢測出，每噸水消耗藥劑費用為14.126元/m3。

圖2 河源電廠雙堿法脫硫廢水預處理工藝Fig.2 Pretreatment process of double alkali desulfurizationwastewater in Heyuan Power Plant

3 濃縮減量技術

脫硫廢水的濃縮減量是為了降低廢水量、回收水資源、減少后續(xù)蒸發(fā)的處理量，從而降低蒸發(fā)固化的成本[12]。目前濃縮減量技術主要分為膜法濃縮和熱法濃縮。膜法濃縮包括正滲透(FO)、反滲透(RO)、電滲析(ED)、納濾(NF)、膜蒸餾(MD)等[13]；熱法濃縮主要是依靠蒸汽實現(xiàn)廢水的蒸發(fā)，包括機械蒸汽再壓縮(MVR)、多效蒸發(fā)(MED)、蒸汽動力壓縮式(TVR)、多級閃蒸、降膜蒸發(fā)等[14]，也可依靠電廠煙氣余熱進行廢水的蒸發(fā)濃縮減量，該技術無需引入大量蒸汽能源，節(jié)約成本，同時又能達到預期目標，實現(xiàn)了電廠的廢熱再利用。

3.1 膜法濃縮

3.1.1反滲透(RO)

RO技術最初常用于海水淡化，全球近80%的海水淡化處理技術均采用反滲透[15]。RO以壓力差為推動力，在高濃度水溶液一側施加壓力，使高濃度水溶液側與低濃度水溶液側的壓差大于滲透壓，則高濃度水溶液中的水通過滲透膜進入低濃度水溶液中[16]。起初對反滲透的研究主要是反滲透膜的改進，如具有較好的半透性醋酸纖維制成的反滲透膜；隨著納米技術的發(fā)展，將納米材料應用于膜，為反滲透膜開辟了新的道路。目前反滲透膜市場主要以薄膜復合材料(主要是TFC)為主[17]，具有能耗低、處理能力高等優(yōu)勢，已廣泛用于脫硫廢水處理，其操作壓力在2～100 MPa，可分離分子量小于500的小分子物質，水的滲透通量為0.1～2.5 m3/(m2·d)。但RO系統(tǒng)易發(fā)生膜污染與結垢堵塞[18]，需定時清理膜組件，且需達到反滲透的進水要求。經(jīng)一級RO濃縮的濃水，其鹽濃度未能達到可直接進行蒸發(fā)結晶的鹽濃度[19]，所以，采用RO無法將鹽水濃縮至可結晶固化水平。連坤宙等[20]利用“微濾+反滲透”工藝對預處理后的火電廠脫硫廢水進行深度處理，該工藝系統(tǒng)運行穩(wěn)定，無明顯污堵現(xiàn)象，系統(tǒng)脫鹽率大于98%。伊學農等[21]利用反滲透特種膜處理脫硫廢水，其系統(tǒng)出水的氯離子含量為1 700 mg/L，對氯離子的去除率達88%，對鈣鎂離子的截留率達84%以上，同時具有去除部分重金屬的能力，對Cr、Pb、Ni的去除率達49%以上。王可輝等[22]利用管式微濾膜(TMF)+高壓碟片式反滲透(DTRO)處理脫硫廢水，結果表明，9 MPa壓力下可將脫硫廢水的含鹽量濃縮至11%以上，高壓反滲透的產水電導在800 μS/cm左右，同時進行了“管式超濾膜+高鹽反滲透+高壓反滲透”的膜濃縮中試試驗，可達到零排放的要求。周明飛等[23]利用反滲透-電解制氯對脫硫廢水進行綜合利用，其反滲透濃水質量濃度可達114.6 g/L，滿足電解制氯的水質要求。張泉等[24]利用膜組合工藝，其濃縮液的Cl-濃度為原來的1.7～2.3倍，同時其膜組件均未出現(xiàn)不可逆膜污染。吳優(yōu)福等[25]對2種零排放技術進行對比分析，分析表明，其兩級RO耦合正滲透技術可將20 t/h脫硫廢水濃縮至3 t/h，其TDS可濃縮至150 000～200 000 mg/L，成本相對較低。

3.1.2正滲透(FO)

正滲透(FO)技術最早應用于海水淡化、污水處理、垃圾滲濾液處理[26]。FO以選擇性滲透膜兩側的滲透壓為驅動力，溶液中的水從高水化學勢向低水化學勢傳遞，溶質離子被阻擋[27]。正滲透無需外界壓力驅動，能耗低，但需要汲取液來提供推動力[28]。對于正滲透膜材料，可應用于反滲透的膜材料一般均可應用于FO技術。正滲透處理效果的影響因素有FO膜、汲取液、運行條件等[29]。張軍等[30]分析了多種因素對正滲透濃縮濃鹽水的影響，濃鹽水TDS可從60 000 mg/L濃縮至126 000 mg/L，同時證實氯化鈉適合作驅動液。國內第1套正滲透系統(tǒng)脫硫廢水零排放項目在華能長興電廠已投產運行，可將22 m3/h含鹽水濃縮至1.5～2.0 m3/h，將含鹽量>60 000 mg/L的濃水濃縮至含鹽量>200 000 mg/L[31]。該技術引自美國，其核心技術尚未掌握，技術服務難度大，整套裝置占地700 m2，正滲透仍需部分蒸汽量，同時存在較多運行問題，以及正滲透進水水質的保證問題。

RO應用范圍廣，但易發(fā)生膜污染與結垢堵塞問題；FO屬自發(fā)過程，能耗低，無需額外壓力，設備簡單，其膜表面不易形成濾餅層[32]，膜污染可逆[33]，但需選取合適的汲取液，汲取液的再生需額外能量，同時，正滲透膜存在嚴重的內部濃差極化現(xiàn)象[34]。

3.1.3電滲析(ED)

電滲析技術以直流電場為驅動力，利用離子交換膜的選擇透過性實現(xiàn)溶液的淡化[35]。電滲析技術具有優(yōu)異的處理效果、較低的運行能耗等優(yōu)點。張維潤等[36]研究分析了電滲析濃縮海水制鹽，其能將海水濃縮6倍，濃水Cl-濃度可達116 g/L，系統(tǒng)總能耗在300 kWh內，但其膜堆的結垢問題有待解決。孟友國等[37]利用均相電驅動膜技術處理軟化后的脫硫廢水，其濃水TDS含量達15%，淡水TDS含量低于0.3%，可直接回用為脫硫塔的補水。王朝乾等[38]優(yōu)化了濃海水制鹵過程，濃縮率80%時，氯化鈉濃縮倍率可達5倍以上，NaCl含量大于210 g/L。楊博等[39]研究了脫硫廢水中Mg2+對電滲析過程的影響，廢水中Mg2+濃度大于0.179 mol/L時，陰陽極膜上附著較多沉淀，對于Mg2+濃度較高的廢水需進行預處理。盧劍等[40]研究了海水直流冷冷卻電廠脫硫廢水處理中利用電滲析進一步濃縮反滲透濃水，將溶解性固體質量分數(shù)由7%濃縮至約21%，Cl-質量濃度約為 93 000 mg/L。

綜上，膜濃縮主要存在以下4個問題：① 成本。投資成本和運行費用高，包括能耗成本、清洗成本、膜元件更換成本、設備維修、維護成本等。② 易結垢和堵塞。系統(tǒng)可靠性差。③ 前處理要求高。膜組件對進水要求較高，需去除廢水中懸浮物等雜質，增加了廢水前處理成本。④ 占地面積大。需提供專一的場地以搭建膜組件等設備。

3.2 熱法濃縮

3.2.1蒸汽濃縮

利用蒸汽進行廢水蒸發(fā)，常見技術包括機械蒸汽再壓縮技術(MVR)、多效強制循環(huán)蒸發(fā)(MED)。MED是將多級蒸發(fā)器串聯(lián)，前一級蒸發(fā)器產生的蒸汽作為下級蒸發(fā)器的熱源[41]，效數(shù)越多，越節(jié)約生蒸汽，但考慮到投資成本高的問題，需衡量采用的級數(shù)。Urbaniec等[42]研究表明，五效帶原料預熱的蒸發(fā)系統(tǒng)熱能利用率高，蒸汽消耗量小。整期濃縮技術對蒸發(fā)器的選材需特別注意，同時還需對蒸發(fā)器進行定期清洗，存在熱量損失問題[43]。

MVR技術利用蒸發(fā)系統(tǒng)自身產生的二次蒸汽及其能量，將低品位的蒸汽經(jīng)壓縮機機械做功提升為高品位熱源，重新進入蒸發(fā)器替代新鮮蒸汽[44]。MVR系統(tǒng)較成熟，占地面積較小，運行平穩(wěn)，自動化程度高。但在鹽水濃縮過程中，MVR系統(tǒng)運行仍存在鹽漿排放過程中堵塞、風機葉輪易損壞等問題[45]。毛彥霞等[46]利用MVR技術模擬脫硫廢水中試試驗，試驗表明，該技術能將Cl-濃度從13 035.96 mg/L濃縮至31 390.26 mg/L，其濃縮倍率約為原水的2.4倍，產水率達80%，其蒸餾出水TDS為4.5 mg/L，處理效果較好，但未考慮廢水pH對MVR的影響，設備存在腐蝕和結垢問題。流程上MVR技術比MED技術短，設備少[47]，占地面積小，蒸汽的消耗量較低，但在一次性投資成本上，MVR高于MED[48]。國電漢川2×1 000 MW發(fā)電機組利用膜濃縮和MVR蒸發(fā)結晶技術將脫硫廢水中的水回用，得到純度為97.5%的工業(yè)精制二級鹽[49]。利用蒸汽蒸發(fā)濃縮脫硫廢水，采用MVR或MED技術，投資成本均偏高。河源電廠及恒益電廠均采用蒸發(fā)濃縮的工藝，其處理1 t廢水耗電在20～30 kWh[50]，同時需大量的蒸汽能源，其蒸發(fā)器的結垢防腐蝕問題仍有待解決，一般其進水都需要預處理。

3.2.2煙氣余熱濃縮

煙氣余熱對廢水濃縮減量一般抽取95～120 ℃低溫煙氣，在外部搭建濃縮塔，濃縮塔內布設噴淋裝置，脫硫廢水經(jīng)水泵泵送至濃縮塔中，在塔內實現(xiàn)循環(huán)濃縮，濃縮后的濃鹽水進入下一處理環(huán)節(jié)。圖3為泰州電廠脫硫廢水零排放工藝，利用引風機后110 ℃煙氣對脫硫廢水進行濃縮，濃縮倍率可達5～10 倍，最高濃縮后Cl-濃度接近300 000 mg/L。湖北能源集團鄂州電廠2×1 000 MW機組的濃縮系統(tǒng)與泰州電廠相似，其抽取占總煙氣量18%、煙溫為92.8 ℃的低溫煙氣進行廢水濃縮減量，處理能力為10 t/h，濃縮后漿液含固率10%～25%。運行過程中濃縮塔內由于濃縮倍率較高，有較多硫酸鈣等結晶鹽析出，導致運行不穩(wěn)定，其內部結垢問題有待解決。

圖3 泰州電廠脫硫廢水零排放工藝路線Fig.3 Zero discharge process route of desulfurization wastewater inTaizhou power plant

利用低溫煙氣余熱進行廢水的濃縮減量，使電廠的低溫煙氣余熱得到有效利用，無需引入其他蒸汽等能源；可去除預處理單元，電廠也可自行收納產生的濃鹽水；附加處理設施可利用電廠現(xiàn)有的設備進行改造，改造費用不高，大幅減少了投資成本；由于濃縮塔可單獨隔離與拆卸，方便運行維護。該技術將成為廢水濃縮減量的新趨勢。

4 蒸發(fā)結晶技術

將濃縮后少量較高濃度的脫硫廢水進行蒸發(fā)結晶，較為成熟的MVR蒸發(fā)結晶技術和多效蒸發(fā)結晶技術已得到普遍應用。目前利用電廠煙氣余熱進行蒸發(fā)結晶的技術，如旁路煙道蒸發(fā)、煙道噴霧蒸發(fā)等日漸成熟。

4.1 旁路煙道蒸發(fā)

旁路煙道蒸發(fā)是利用煙氣余熱進行廢水蒸發(fā)結晶的技術。抽取部分空預器前350℃左右高溫煙氣[51]，將廢水泵送至蒸發(fā)結晶器的噴淋區(qū)，利用雙流體霧化噴頭將廢水霧化成小液滴，廢水在短時間內蒸發(fā)結晶，產生的結晶鹽隨煙氣被電除塵器捕集，其工藝流程如圖4所示。該技術對電廠原有系統(tǒng)影響較小[52]，河南焦作萬方2×350 MW機組引入旁路煙道蒸發(fā)結晶器系統(tǒng)[53]，脫硫廢水的體積流量減少4.3%，工藝補充水體積流量減少14.6%[54]。

圖4 旁路煙道蒸發(fā)結晶Fig.4 Bypass flue vaporized crystallization technology

國內旁路煙道研究大多以數(shù)值模擬為主，缺少與實際擬合度較高的動力學模型；氣液兩相流霧化噴頭孔徑小，處理復雜的未經(jīng)預處理的廢水時，易堵塞；同時霧化器密封件材料的耐溫性有待提高；酸性脫硫廢水在蒸發(fā)過程中易腐蝕蒸發(fā)器，需選擇合理的脫硫廢水前處理工藝或對蒸發(fā)結晶器內部涂防腐材料。

除了利用旁路蒸發(fā)結晶器蒸發(fā)，還可采用蒸發(fā)塔蒸發(fā)。蒸發(fā)塔最初引進日本三菱技術，內部采用旋轉霧化噴頭將廢水霧化成小顆粒。于偉靜等[55]通過理論和試驗相結合對蒸發(fā)塔進行研究，結果顯示，抽取煙氣量控制在5%以內不會對電廠熱系統(tǒng)造成影響。賈紹廣等[56]利用蒸發(fā)塔并結合模型建立了與工業(yè)應用實例有較高契合度的熱量衡算公式。山西臨汾熱電廠建立了蒸發(fā)塔處理脫硫廢水示范工程，抽取空預器前6%左右、335 ℃高溫煙氣蒸發(fā)脫硫廢水，其工藝流程如圖5所示，實際運行過程中廢水蒸發(fā)量6 t/h滿足并優(yōu)于設計值5 t/h，廢水處理費用為53.4元/t。

圖5 蒸發(fā)塔蒸發(fā)結晶Fig.5 Evaporation crystallization in evaporation tower

雖然蒸發(fā)塔能較好實現(xiàn)廢水的蒸發(fā)結晶，但應用過程中存在許多技術風險：

1)結垢風險。300 ℃左右的高溫煙氣通過旋轉霧化噴頭(轉速13 000～16 000 r/min)后高速旋轉，在中心形成負壓區(qū)，當噴槍噴出介質流速低于一定值，高溫煙氣會將噴頭本體加熱，使其溫度升高。由于噴槍噴出介質中含有較高濃度的Ca2+、Mg2+等結垢物質，噴頭溫度升至60 ℃以上后，霧化器內部極易出現(xiàn)結垢現(xiàn)象，影響后續(xù)霧化和運行效果，需定期酸洗清理。

2)維護困難。旋轉霧化器布置在高溫煙道上方，霧化輪表面及霧化器傳動裝置的保護套上易生成沉淀物。機械設備易出現(xiàn)潤滑油脂干澀、電機防爆、轉軸斷裂卡塞等機械故障，檢修維護量較大。

3)可利用率差。旋轉霧化器無法實現(xiàn)在線檢修，必須停機起吊拆出，造成設備可利用率下降。

4)關鍵設備進口。國產旋轉霧化器可靠性差，更換頻繁，關鍵部件需進口，且需備用，維護成本高。

5)占地面積大。蒸發(fā)塔徑是蒸發(fā)結晶器的2～3倍，鍋爐尾部空間有限，安裝困難。

4.2 煙道噴霧蒸發(fā)

煙道噴霧蒸發(fā)是在空預器與電除塵器之間的煙道內部設置氣液兩相流霧化噴嘴，將脫硫廢水霧化成小液滴[57]，所形成的液滴與煙氣熱交換后瞬間蒸發(fā)，產生的結晶鹽被除塵器捕集，其工藝流程如圖6所示。該技術工藝簡單、占地面積小、無需加藥，減少了投資運行維護費用，對除塵器無明顯影響，不影響粉煤灰品質[58]。但煙道蒸發(fā)受負荷的影響較大，處理量不足，噴嘴易堵塞，同時，空預器后煙溫偏低。柴峰等[59]研究表明，脫硫廢水煙道蒸發(fā)將煙溫控制在180 ℃左右為宜，且煙道可利用的有效長度不足，蒸發(fā)不徹底，造成積灰和腐蝕[60]。廢水液滴在低溫煙氣中蒸發(fā)，會降低煙氣溫度，增加煙氣濕度，因此，需建立廢水蒸發(fā)后煙氣的酸露點模型和濕度變化模型，考察噴入脫硫廢水后，酸露點的變化以及煙氣濕度變化導致的煙道壁、除塵器腐蝕和煙氣含水增加引起除塵器堵塞的可能性。

圖6 煙道蒸發(fā)技術Fig.6 Flue evaporation technology

5 廢水零排放產物去向

脫硫廢水零排放產物去向是零排放技術選擇的關鍵。廢水零排放過程中每個處理環(huán)節(jié)都會產生廢渣廢物，如在三聯(lián)箱處理環(huán)節(jié)產生的污泥最終進入污泥處理系統(tǒng)。目前廢水蒸發(fā)產生的結晶鹽及高濃度含鹽水主要有4種處理途徑：① 轉移入灰渣、液態(tài)排渣或粉煤灰中；② 產生的結晶鹽可分為雜鹽和純鹽，雜鹽的利用價值較低，純鹽可被部分行業(yè)利用，如在廢水除硬過程中產生的Mg(OH)2可回收利用；③ 產生的高鹽水可電解制氯，產生的次氯酸鹽可用于循環(huán)水消毒；④ 高濃度鹽水進行水泥固化制備建筑材料(如制磚、低品級建材)，或直接拋棄。

脫硫廢水是高含鹽水，對于高含鹽廢水的利用，Yeboahy等[61]將脫硫廢水與粉煤灰混合，用高濃度NaOH溶液作為堿性激發(fā)劑提高粉煤灰的火山灰活性，制得的固化體養(yǎng)護7 d后抗壓強度達7 MPa以上，滿足填埋標準。Renew等[62]將脫硫廢水濃縮液、粉煤灰和少量水泥混合制得固化體，固化體的As5+、Cd2+、Hg2+、Se4+浸出率在10%～32%，在混合物體系中加入少量FeSO4可提高重金屬離子的固定效果。將高鹽水與粉煤灰、砂石骨料、水泥作為固化體的組分，使較高濃度的Cl-被固定于水泥塊中，是處理終端廢水的好渠道。固化體水泥塊不易摻入鋼筋等，避免高氯環(huán)境下氯對鋼筋的腐蝕，制成的固化體可用作路牙石、鋪路等，Cl-的浸出以及重金屬的浸出尚需深入研究。

6 脫硫廢水鹽分制備凈水劑

凈水劑是將其投入廢水中之后，與廢水中的其他雜質發(fā)生凝聚反應，將廢水中的小顆粒懸浮物凝聚成較大顆粒的沉淀物以便去除。常見的凈水劑有聚合氯化鋁、聚合硫酸鋁、聚合氯化鐵、聚合硫酸鐵、聚合氯化鋁鐵、聚丙烯酰胺等。脫硫廢水在經(jīng)濃縮減量后含有較高濃度的氯離子，可利用廢水中的氯離子與鐵、鋁類化合物發(fā)生反應，生成聚合氯化鐵、聚合氯化鋁，從而制備凈水劑，其工藝流程如圖7所示。

圖7 脫硫廢水鹽分制備凈水劑工藝流程Fig.7 Process flow chart of preparation of water purifier by desulfurization wastewater salt

由圖7可知，利用含有大量鐵鋁元素的赤泥作為輔助原料，采用工業(yè)原料酸浸法，使赤泥與硫酸反應后得到聚合硫酸鐵前驅體，再利用脫硫廢水中氯離子與聚合硫酸鐵反應，依據(jù)協(xié)同增效原理，形成含有聚合硫酸鐵、聚合氯化鐵、聚合氯化鋁等的復合型凈水劑。此方法解決了脫硫廢水高濃度氯離子難處理問題，使得廢水能夠二次利用，制得的凈水劑可進行自用或外銷，產生一定的經(jīng)濟效益；該工藝產生的復合型凈水劑，結合了聚合硫酸鐵、聚合氯化鋁、聚合氯化鐵等凈水劑的優(yōu)勢，能夠對廢水中的多種污染成分進行有效處理；此工藝不改造電廠系統(tǒng)，對整體電廠系統(tǒng)無影響。但其仍存在較多待研究內容，如：赤泥與硫酸廢液反應過程中，赤泥的種類、固液比、反應溫度、赤泥粒徑、反應時間；高濃度氯離子溶液與鐵鋁溶液的聚合反應中，pH值、反應時間、反應溫度、氯離子濃度等需進行深入研究。

7 結 語

電廠廢水零排放是目前及未來電力環(huán)保的必然要求，現(xiàn)階段廢水處理技術參差不齊，在系統(tǒng)可靠性、技術經(jīng)濟性方面表現(xiàn)不佳，通過對多種廢水處理技術的分析比較：

1)大多數(shù)舊電廠的預處理技術仍采用三聯(lián)箱設備，或對現(xiàn)有設備進行改造；對于新建電廠，針對不同電廠的廢水特點，預處理環(huán)節(jié)有時可省略，減少廢水處理的投資及運行成本。

2)對于硬度較低的廢水可利用膜法進行濃縮處理，可實現(xiàn)較高的濃縮倍率，但其較高的投資及運行成本有待解決。

3)廢水零排放技術路線需結合電廠的生產特點選擇。由于電廠廢水水質普遍較差，對電廠煙氣余熱的利用是未來廢水處理技術的發(fā)展趨勢，尤其在低溫余熱利用，但仍存在諸多問題[63]。

4)脫硫廢水的鹽分制備凈水劑，具有對電廠運行無影響、產生的凈水劑能夠二次利用等安全性與經(jīng)濟性優(yōu)勢，值得進行深入研究。