劉定平 沈康

(華南理工大學(xué) 電力學(xué)院∥廣東省能源高效清潔利用重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣東 廣州 510640)

隨著國家對(duì)大氣環(huán)境質(zhì)量要求的提高，水泥爐窯窯尾煙氣中的污染物排放限值隨之降低[1]。最新的水泥工業(yè)大氣污染物排放標(biāo)準(zhǔn)(GB4915—2013)要求水泥企業(yè)執(zhí)行SO2排放濃度≤200 mg/Nm3，重點(diǎn)地區(qū)要求執(zhí)行100 mg/Nm3以下的排放標(biāo)準(zhǔn)。由于濕法煙氣脫硫工藝具有技術(shù)成熟、脫硫效率高和對(duì)工況適應(yīng)性好等優(yōu)點(diǎn)而逐漸在水泥廠中得到應(yīng)用。

濕法脫硫(FGD)系統(tǒng)在其運(yùn)行過程中不可避免會(huì)產(chǎn)生脫硫廢水。特別是在摻燒了城市污泥后，脫硫廢水成分復(fù)雜，其中重金屬離子、氯離子、氟離子等污染物對(duì)系統(tǒng)運(yùn)行影響大，且無法并入廠區(qū)的工業(yè)廢水處理系統(tǒng)[2]。隨著國家排放標(biāo)準(zhǔn)的提高，目前工業(yè)上應(yīng)用的三聯(lián)箱工藝處理脫硫廢水工藝已無法使其達(dá)到DL/T 997—2006排放標(biāo)準(zhǔn)[3]。2015年，國務(wù)院發(fā)布了《水污染防治計(jì)劃》(水十條)，我國將強(qiáng)化對(duì)各類水污染的治理力度，如何實(shí)現(xiàn)脫硫廢水零排放已經(jīng)成為水泥行業(yè)面臨的急迫問題。

目前，國內(nèi)關(guān)于脫硫廢水霧化蒸發(fā)工藝的相關(guān)研究主要以燃煤鍋爐脫硫廢水為研究對(duì)象，還未見針對(duì)水泥爐窯脫硫廢水處理的相關(guān)研究。本文選取某水泥爐窯的脫硫廢水處理系統(tǒng)為研究對(duì)象，通過實(shí)驗(yàn)研究了脫硫廢水在水泥回轉(zhuǎn)窯頭的篦冷機(jī)處蒸發(fā)對(duì)水泥爐窯煙氣污染物排放的影響，以期為水泥爐窯實(shí)現(xiàn)脫硫廢水零排放提供理論依據(jù)。

1 水泥爐窯脫硫廢水的特點(diǎn)及其對(duì)系統(tǒng)的影響

1.1 脫硫廢水成分分析

對(duì)某熟料產(chǎn)量6 000 t/d的水泥爐窯產(chǎn)生的脫硫廢水進(jìn)行了取樣分析，其結(jié)果如表1所示。

表1 水泥爐窯脫硫廢水中的污染物分析Table 1 Determination results of pollutants in desulfurization wastewater of cement plant mg/L

由表1可知，該水泥廠脫硫廢水中含有高濃度的重金屬離子、氯離子和氨氮等污染物。根據(jù)《污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB 8978—1996)，對(duì)某些污染物的限值要求與實(shí)際檢測(cè)情況對(duì)比可以發(fā)現(xiàn)，標(biāo)準(zhǔn)中所規(guī)定的幾類污染物中，重金屬離子和氨氮的濃度遠(yuǎn)超于國家排放標(biāo)準(zhǔn)。其原因在于該水泥廠窯尾脫硫系統(tǒng)在運(yùn)行過程中以回轉(zhuǎn)窯窯灰為脫硫吸收劑，窯灰中的重金屬含量較高，其在脫硫塔內(nèi)轉(zhuǎn)移至脫硫廢水中。此外，該水泥廠在運(yùn)行過程中摻燒城市污泥，煙氣中的重金屬含量較高。研究表明重金屬元素易富集在煙氣中的細(xì)顆粒物內(nèi)，濕法脫硫系統(tǒng)可脫除一定的細(xì)顆粒物，使煙氣中的重金屬元素富集于脫硫漿液中[4]。

脫硫廢水中的氨氮主要來源于窯尾脫硝系統(tǒng)中未參與脫硝反應(yīng)的NH3及城市污泥產(chǎn)生的有機(jī)物。該水泥窯爐在分解爐中設(shè)置有SNCR脫硝系統(tǒng)，還原劑采用質(zhì)量分?jǐn)?shù)為20%～25%的氨水溶液。在SNCR(選擇性非催化還原)系統(tǒng)運(yùn)行過程中常采用增大噴氨量的方式來保證NOx的排放達(dá)標(biāo)，因此脫硫塔進(jìn)口的煙氣中有較高濃度的NH3。氨具有極易溶解于水的特性，煙氣中的NH3大部分被脫硫漿液捕集，導(dǎo)致脫硫廢水中的氨氮濃度較高。

1.2 脫硫廢水對(duì)濕法脫硫系統(tǒng)的影響分析

相關(guān)研究表明，脫硫漿液中的重金屬離子會(huì)造成脫硫漿液中毒，其原因主要是脫硫劑表面會(huì)被難溶性的重金屬碳酸鹽所覆蓋，導(dǎo)致漿液中從液相主體向石灰石表面的傳質(zhì)過程無法順利進(jìn)行，從而造成漿液pH值降低，進(jìn)而降低脫硫反應(yīng)的效率[4]。

實(shí)驗(yàn)表明，由于FGD系統(tǒng)對(duì)煙氣中HCl的協(xié)同脫除作用，燃煤中的68.88%～77.31%的氯化物轉(zhuǎn)移至脫硫廢水中[5]。實(shí)驗(yàn)過程中，發(fā)現(xiàn)脫硫廢水中氯離子濃度達(dá)6 000～6 330 mg/kg，過量的氯離子在脫硫廢水酸性的環(huán)境下會(huì)引起管道和設(shè)備腐蝕，影響脫硫系統(tǒng)的運(yùn)行。同時(shí)脫硫漿液中過量的氯離子會(huì)抑制石灰石的溶解，導(dǎo)致脫硫劑的脫硫效率降低，造成石膏脫水困難[6]。

煤炭中氟含量的幾何平均值為136 mg/kg，煤燃燒生成的HF隨煙氣進(jìn)入到脫硫塔中[7]。由于HF易溶于水的特性和FGD系統(tǒng)對(duì)顆粒態(tài)氟的良好脫除效果。煙氣中的HF溶解于脫硫漿液后形成氫氟酸并發(fā)生電離生成F-，F(xiàn)-可以與石灰石中的Al3+發(fā)生反應(yīng)形成氟化鋁絡(luò)合物，絡(luò)合物吸附于石灰石顆粒的表面，阻礙了石灰石的溶解，進(jìn)而降低脫硫反應(yīng)的效率[8]。因此，為保證濕法脫硫系統(tǒng)穩(wěn)定高效運(yùn)行，需定期排出脫硫廢水以降低脫硫塔漿液池內(nèi)重金屬離子、氟離子和氯離子的濃度[9]。

2 水泥爐窯脫硫廢水霧化蒸發(fā)技術(shù)

2.1 脫硫廢水霧化蒸發(fā)系統(tǒng)工藝路線

水泥爐窯篦冷機(jī)高溫段熟料冷卻風(fēng)溫度高達(dá)900～1 050 ℃，在此處噴入脫硫廢水不僅能在短時(shí)間內(nèi)將脫硫廢水完全蒸發(fā)，而且對(duì)后續(xù)的生產(chǎn)流程造成的影響較小。本次實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)了將脫硫廢水噴入到篦冷機(jī)的高溫段，利用熟料的熱量將脫硫廢水蒸發(fā)的工藝路線。

脫硫廢水噴入篦冷機(jī)后先經(jīng)歷一個(gè)霧化蒸發(fā)過程，部分脫硫廢水液滴在熟料冷卻風(fēng)中蒸發(fā)為水蒸氣，另一部分脫硫廢水液滴落入熟料層中，被熟料余熱蒸發(fā)。脫硫廢水在熟料冷卻風(fēng)中霧化、蒸發(fā)是一個(gè)復(fù)雜的傳熱和傳質(zhì)過程。熟料冷卻風(fēng)溫度、廢水液滴粒徑大小、噴嘴布置方式等因素都會(huì)影響到脫硫廢水的完全蒸發(fā)時(shí)間。

脫硫廢水液滴粒徑大小對(duì)蒸發(fā)過程至關(guān)重要，液滴粒徑越小，液滴完全蒸發(fā)所需要的距離越短，對(duì)熟料層的影響也越小。由于雙流體噴嘴在霧化流量較大時(shí)，仍具有霧化粒徑小、噴射角度大、粒徑分布均勻等優(yōu)點(diǎn)[10]，因此，為保證蒸發(fā)效果，本次實(shí)驗(yàn)選用雙流體霧化噴嘴對(duì)脫硫廢水進(jìn)行霧化，霧化介質(zhì)為廠區(qū)壓縮空氣。為充分利用熟料的熱量，噴嘴安裝于篦冷機(jī)高溫段頂部。由于脫硫系統(tǒng)最大脫硫廢水產(chǎn)生量為8 m3/h，流量較小，因此設(shè)置一個(gè)噴嘴即可滿足霧化要求。霧化噴嘴運(yùn)行過程中，脫硫廢水壓力為0.6 MPa，壓縮空氣壓力為0.3 MPa。在不同流量下，通過液氣比的調(diào)整，可以達(dá)到所需要的霧化效果，從而達(dá)到理想的蒸發(fā)結(jié)果。

具體工藝流程如圖1所示。當(dāng)脫硫漿液密度高于1 150 kg/m3時(shí)，石膏排出泵將低濃度脫硫漿液(脫硫廢水)從脫硫吸收塔底部抽出后分為兩部分：一部分運(yùn)往石膏脫水系統(tǒng)；另一部分直接泵入篦冷機(jī)高溫段處的雙流體噴嘴。雙流體霧化噴嘴將脫硫廢水霧化成粒徑約10～30 μm的液滴后噴入熟料冷卻風(fēng)中，液滴在高溫下迅速蒸發(fā)[11]。脫硫廢水蒸發(fā)后生成的氣相物質(zhì)分為兩部分：一部分隨二次風(fēng)進(jìn)入到回轉(zhuǎn)窯中；另一部分則隨三次風(fēng)進(jìn)入到分解爐燃燒室中，其中，二次風(fēng)在回轉(zhuǎn)窯助燃后成為窯尾廢氣，進(jìn)入到分解爐中。廢水蒸發(fā)后剩余的固相物質(zhì)主要為石膏，落入到熟料層中不會(huì)對(duì)熟料的品質(zhì)造成負(fù)面影響。

圖1 脫硫廢水零排放霧化蒸發(fā)工藝流程圖Fig.1 Process flow chart of atomization evaporation of desulfurization wastewater

2.2 技術(shù)原理

脫硫廢水零排放霧化蒸發(fā)處理技術(shù)的原理為：利用回轉(zhuǎn)爐窯高溫熟料的余熱來蒸發(fā)脫硫廢水，由冷卻風(fēng)帶走蒸發(fā)的水蒸氣，蒸干后的固相物質(zhì)進(jìn)入熟料從篦冷機(jī)排出，從而實(shí)現(xiàn)脫硫廢水零排放。本技術(shù)的關(guān)鍵是將脫硫廢水霧化成30 μm以下微細(xì)顆粒，實(shí)現(xiàn)脫硫廢水噴入量與窯爐工況及物料的溫度耦合，保證脫硫廢水液滴完全蒸發(fā)，并維持二、三次風(fēng)的溫度在正常范圍內(nèi)，盡可能地避免對(duì)設(shè)備和水泥熟料造成影響。

為了簡化研究，可忽略篦冷機(jī)對(duì)環(huán)境的熱損失，則熟料在篦冷機(jī)中釋放的熱量Q等于冷卻風(fēng)吸熱量Qair、壓縮空氣吸熱量Qaic、脫硫廢水升溫至蒸發(fā)溫度吸熱量Qwater、脫硫廢水汽化吸熱量Qh和水蒸氣升溫吸熱量Qvap之和，其熱平衡方程如下：

Q=Qair+Qaic+Qwater+Qh+Qvap

(1)

Q=Mck(T1-T2)

(2)

Q=q1ρyca(T-T3)+q2ρa(bǔ)ca(T-T3)+

1 000q3[cw(373.15-T4)+ΔH+

cv(T-373.15)]

(3)

式中：M為熟料產(chǎn)量；ck、ca、cw、cv分別為熟料比熱容、熟料冷卻風(fēng)比熱容、水的比熱容和水蒸氣比熱容；T、T1、T2、T3、T4分別為達(dá)到平衡后熟料冷卻風(fēng)平均溫度、篦冷機(jī)熟料進(jìn)口溫度、篦冷機(jī)熟料出口溫度、熟料冷卻風(fēng)進(jìn)口溫度和脫硫廢水溫度；q1、q2、q3分別為熟料冷卻風(fēng)流量、壓縮空氣流量和脫硫廢水流量；ρa(bǔ)、ρy分別為壓縮空氣密度和熟料冷卻風(fēng)密度；ΔH為水的相變焓。

本次脫硫廢水霧化蒸發(fā)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)匯總見表2。

表2 水泥窯爐脫硫廢水零排放霧化蒸發(fā)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)Table 2 Experimental data on evaporation of desulphurization wastewater from cement kilns

篦冷機(jī)針對(duì)熟料不同的冷卻要求分為高溫段、中溫段和低溫段，二次風(fēng)和三次風(fēng)來源于高溫段風(fēng)室。中、低溫段的熟料冷卻風(fēng)則由于溫度較低，進(jìn)入窯頭余熱鍋爐。

為便于計(jì)算最大脫硫廢水蒸發(fā)量，以篦冷機(jī)為一熱力系統(tǒng)，計(jì)算篦冷機(jī)內(nèi)冷卻風(fēng)的平均溫度降幅。計(jì)算結(jié)果表明，在脫硫廢水噴入量為0 m3/h時(shí)，篦冷機(jī)內(nèi)熟料冷卻風(fēng)的平均溫度T為710.11 K。為了減少脫硫廢水對(duì)水泥爐窯系統(tǒng)能耗的影響，需保證三次風(fēng)和二次風(fēng)在正常工作溫度范圍內(nèi)，計(jì)算得到篦冷機(jī)熟料冷卻風(fēng)的平均溫度降幅應(yīng)在293.15 K內(nèi)較為合適。根據(jù)上述計(jì)算公式，將T=690.11 K代回式(3)即可算出脫硫廢水最大蒸發(fā)量q3。則篦冷機(jī)熟料余熱在保證二、三次風(fēng)溫度維持在正常范圍內(nèi)的前提下，能夠完全蒸發(fā)脫硫廢水最大量為5.9 m3/h。

2.3 系統(tǒng)設(shè)計(jì)

水泥爐窯脫硫廢水霧化蒸發(fā)系統(tǒng)主要由石膏排出泵、脫硫廢水增壓泵、霧化噴嘴、空氣壓縮機(jī)和篦冷機(jī)等設(shè)備組成，其工藝布置圖如圖2所示。在篦冷機(jī)高溫段處設(shè)置有霧化噴嘴，用以將脫硫廢水霧化成液滴，噴嘴主體為碳化硅材質(zhì)；在三次風(fēng)管中部和回轉(zhuǎn)窯窯頭罩處安裝有熱電偶，以監(jiān)測(cè)三次風(fēng)及二次風(fēng)溫度。

圖2 脫硫廢水霧化蒸發(fā)系統(tǒng)工藝布置圖

3 脫硫廢水霧化蒸發(fā)實(shí)驗(yàn)研究

3.1 實(shí)驗(yàn)方案及實(shí)驗(yàn)工況設(shè)定

為了研究不同工況下篦冷機(jī)處噴入脫硫廢水對(duì)水泥窯爐煙氣污染物的影響，實(shí)驗(yàn)過程中采用了控制變量法對(duì)參數(shù)變量進(jìn)行限定，即在爐窯相同負(fù)荷、相同污泥摻燒量和相同冷卻風(fēng)流量的情況下探討脫硫廢水蒸發(fā)對(duì)水泥爐窯的影響。實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)了0、2、4、5.5和6 m3/h 5個(gè)不同脫硫廢水噴入量工況，實(shí)驗(yàn)過程中保持熟料產(chǎn)量為250 t/h，干污泥摻燒量為15 t/h，冷卻風(fēng)流量保持455 000 m3/h。在煙道尾部采用嶗應(yīng)3012H型自動(dòng)煙塵/氣測(cè)試儀進(jìn)行煙氣成分探測(cè)分析和收集煙氣粉塵，依據(jù)《水泥工業(yè)大氣污染物排放標(biāo)準(zhǔn) GB 4915—2004》的規(guī)定，將測(cè)試數(shù)據(jù)換算成含氧量為10%情況下的參數(shù)[12]。

3.2 對(duì)二次風(fēng)和三次風(fēng)溫度的影響

不同脫硫廢水噴入量對(duì)水泥爐窯二次風(fēng)和三次風(fēng)溫度的影響如圖3所示。由圖3可知，當(dāng)脫硫廢水噴入量在0～6 m3/h之間變化時(shí)，二次風(fēng)溫度由1 002.4 ℃降低至992.8 ℃，三次風(fēng)溫度由954.9 ℃降低至934.8 ℃。二、三次風(fēng)溫度的降低一方面會(huì)導(dǎo)致水泥爐窯煤耗量的增加；另一方面根據(jù)NOx生成機(jī)理可知，三次風(fēng)溫度降低有利于抑制分解爐燃燒室內(nèi)熱力型NOx的生成[13]。

圖3 脫硫廢水噴入量對(duì)風(fēng)溫的影響Fig.3 Influence of desulphurization wastewater quantity on flue gas temperature

3.3 對(duì)NOx排放濃度的影響

脫硫廢水噴入量對(duì)NOx排放濃度(質(zhì)量濃度，下同)的影響如圖4所示。由圖4可知，當(dāng)脫硫廢水噴入量在0～5.5 m3/h范圍內(nèi)時(shí)，NOx排放濃度隨著脫硫廢水噴入量的增加而降低，從260 mg/m3下降至148 mg/m3；在脫硫廢水噴入量由5.5 m3/h增加到6 m3/h時(shí)，NOx排放濃度由最低值的148 mg/m3升高到207 mg/m3。分析原因認(rèn)為：噴入脫硫廢水后三次風(fēng)溫度降低，使分解爐燃燒區(qū)熱力型NOx的生成量減少，同時(shí)脫硫廢水蒸發(fā)產(chǎn)生的NH3隨三次風(fēng)進(jìn)入到分解爐中與NOx發(fā)生還原反應(yīng)，導(dǎo)致煙囪出口處NOx排放濃度降低；同時(shí)廢水蒸發(fā)后析出的結(jié)晶鹽在高溫下分解出的HCl和SO2氣體與SNCR系統(tǒng)噴入的氨水發(fā)生反應(yīng)，消耗了部分NH3。隨著脫硫廢水噴入量增大，NOx排放減少。試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)當(dāng)脫硫廢水噴入量達(dá)到5.5 m3/h時(shí)，NOx排放濃度達(dá)到最低點(diǎn)。當(dāng)脫硫廢水噴入量超過5.5 m3/h時(shí)，脫硫廢水中分解的HCl和SO2超過臨界值，消耗了相應(yīng)的氨水，導(dǎo)致NOx排放增多。

圖4 脫硫廢水噴入量對(duì)NOx排放濃度的影響Fig.4 Effect of desulfurization wastewater quantity on concentration of NOx

脫硫廢水成分檢測(cè)報(bào)告結(jié)果表明脫硫廢水中含有大量的氨氮，其質(zhì)量濃度(以氮計(jì))約為 4 060 mg/kg。由于篦冷機(jī)高溫段的冷卻風(fēng)溫度高達(dá)900～1 050 ℃，因此脫硫廢水在此處噴入后水分迅速蒸發(fā)，揮發(fā)出脫硫廢水中溶解的NH3。此外，脫硫廢水蒸發(fā)后會(huì)析出NH4Cl和(NH4)2SO4等銨鹽[14]。研究表明，NH4Cl的熱穩(wěn)定性較差，在167～310 ℃溫度范圍內(nèi)[15]，發(fā)生如下分解反應(yīng)：

(NH4)2SO4在513 ℃以上時(shí)直接分解為SO2、NH3、水蒸氣和N2，其分解反應(yīng)如下：

脫硫廢水在篦冷機(jī)上蒸發(fā)而釋放出的氣相物質(zhì)中大部分會(huì)隨著三次風(fēng)和二次風(fēng)進(jìn)入到分解爐中，其中NH3在分解爐內(nèi)與NOx(包括NO、NO2)進(jìn)行如下反應(yīng)：

實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，當(dāng)篦冷機(jī)高溫段噴入的脫硫廢水量在0～5.5 m3/h范圍內(nèi)時(shí)會(huì)使NOx排放濃度降低，這有利于降低SNCR系統(tǒng)的噴氨量，在節(jié)約運(yùn)行成本的同時(shí)降低了煙囪出口的逃逸氨濃度。但脫硫廢水蒸發(fā)生成的NH4Cl和(NH4)2SO4等結(jié)晶鹽在高溫?zé)煔庀路纸鈺r(shí)會(huì)釋放出HCl和SO2，這類酸性氣體會(huì)在分解爐內(nèi)與氨水分解出的NH3進(jìn)行反應(yīng)，對(duì)SNCR系統(tǒng)的運(yùn)行有一定的影響。

3.4 對(duì)煙氣顆粒物濃度的影響

脫硫廢水噴入量對(duì)煙囪出口粉塵質(zhì)量濃度的影響如圖5所示。由圖5可知，當(dāng)脫硫廢水噴入量由0 m3/h增加到6 m3/h時(shí)，煙囪出口粉塵質(zhì)量濃度由26.97 mg/m3上升到28 mg/m3。測(cè)試過程中，脫硫塔進(jìn)口的粉塵質(zhì)量濃度為40～60 mg/m3，脫硫塔出口粉塵質(zhì)量濃度為25～31 mg/m3，可知煙氣中部分粉塵被脫硫漿液脫除。此外，該水泥廠在實(shí)際濕法脫硫工藝中使用窯灰作為脫硫吸收劑，窯灰中的不可溶性雜質(zhì)會(huì)懸浮在脫硫廢水中。由于脫硫廢水自漿液池抽出后未經(jīng)預(yù)處理便直接運(yùn)往篦冷機(jī)蒸發(fā)，因此，脫硫廢水霧化蒸發(fā)后剩余的固相物質(zhì)會(huì)有一部分重新回到煙氣脫硫系統(tǒng)中，造成煙囪出口處粉塵濃度略微增大。

圖5 脫硫廢水噴入量對(duì)粉塵質(zhì)量濃度的影響Fig.5 Effect of desulfurization wastewater quantity on dust mass concentration

3.5 對(duì)脫硝系統(tǒng)氨逃逸的影響

圖6展示了煙氣中NH3質(zhì)量濃度隨脫硫廢水噴入量的變化規(guī)律。由圖中可以看出，隨著篦冷機(jī)處脫硫廢水噴入量由0 m3/h增加到6 m3/h，脫硫塔進(jìn)口煙氣中NH3質(zhì)量濃度由32 mg/m3上升到 72 mg/m3，塔后NH3質(zhì)量濃度由3.86 mg/m3降低至1.25 mg/m3。分析原因認(rèn)為，由于受SNCR系統(tǒng)脫硝效率限制，脫硫廢水受熱蒸發(fā)逸出的NH3在分解爐內(nèi)不能全部參與脫硝反應(yīng)，會(huì)有部分氨從脫硝系統(tǒng)逃逸出，因此，在脫硝系統(tǒng)不噴氨的工況下，脫硫塔進(jìn)口煙氣中NH3的質(zhì)量濃度隨著脫硫廢水噴入量的增大而增大；同時(shí)，由于脫硫廢水抽出后降低了脫硫漿液池內(nèi)氨氮的濃度，脫硫塔出口處煙氣中NH3質(zhì)量濃度隨脫硫廢水抽出量的增大而降低。

圖6 脫硫廢水噴入量對(duì)煙氣中氨濃度的影響Fig.6 Effect of desulfurization wastewater quantity on ammonia concentration

3.6 對(duì)脫硫效率的影響

脫硫廢水抽出量對(duì)濕法脫硫系統(tǒng)脫硫效率的影響如圖7所示。由圖7可知，當(dāng)脫硫廢水抽出量由0 m3/h增加至6 m3/h時(shí)，濕法脫硫系統(tǒng)的脫硫效率由93.7%逐漸提高至96.4%。由1.2節(jié)分析可知脫硫廢水中的氯離子、重金屬離子和氟離子會(huì)抑制吸收劑的溶解，影響SO2的吸收。脫硫廢水抽出量的增大降低了漿液池中上述離子的濃度，進(jìn)而促進(jìn)了SO2的吸收。

圖7 脫硫廢水抽出量對(duì)脫硫效率的影響Fig.7 Effect of desulfurization wastewater extraction volume on desulfurization efficiency

4 結(jié)論

(1)在保持熟料品質(zhì)和熟料冷卻風(fēng)溫度不受影響的情況下，脫硫廢水在篦冷機(jī)高溫段處噴入可實(shí)現(xiàn)快速蒸發(fā)，實(shí)現(xiàn)水泥爐窯脫硫廢水零排放。

(2)脫硫廢水噴入可以顯著降低NOx排放濃度，隨著脫硫廢水噴入量的增加NOx排放濃度逐步減?。辉诿摿驈U水噴入量為5.5 m3/h時(shí)NOx排放濃度達(dá)到最低值148 mg/m3。

(3)脫硫廢水在篦冷機(jī)高溫段蒸發(fā)有利于解決煙囪中的氨逃逸問題。在篦冷機(jī)處噴入脫硫廢水可以降低脫硫塔漿液池內(nèi)氨氮的濃度，從而使煙囪氨逃逸濃度由3.86 mg/m3降低至1.25 mg/m3。

(4)由于脫硫廢水在高溫環(huán)境下霧化會(huì)使水中HCl、HF和重金屬元素蒸發(fā)進(jìn)入煙氣中，對(duì)脫硫系統(tǒng)及污染物綜合脫除產(chǎn)生不利的影響，因此在實(shí)際處理過程中應(yīng)控制脫硫廢水的噴入量。