❶ 火力電廠乾燥塔倉泵有何作用
經過三聯箱處復理後的制脫硫廢水經過高速旋轉霧化器後被霧化成極微小的霧滴，與旁路引入的高溫煙氣接觸，瞬間得到乾燥，廢水中鹽分生成固體顆粒，部分從乾燥塔底部除去，另一部分顆粒物隨著煙氣抽回到電除塵進口煙道，通過電除塵進行捕捉然後進入倉泵，乾燥塔底部也設有倉泵，大約廢水中30%～40%的鹽分和煙塵從乾燥塔底部倉泵除去，其餘隨煙氣從電除塵抽取除去，在乾燥塔運行期間從底部排放口取樣檢驗顆粒物的乾燥情況，也可以通過乾燥塔筒體不同高度的測溫點的變化判斷乾燥情況。
❷ 脫硫廢水處理問題
脫硫廢水包括廢水處理、加葯、污泥處理3個分系統。廢水通過管路流入中和箱，同時版按比例加入權制備合格的石灰漿液，將中和箱pH調整到9.2+0.3，此pH范圍適合大多數重金屬離子的沉澱。並非所有重金屬可通過與石灰漿作用形成很好的沉澱，其中主要是鎘和汞。因此，需要在沉降箱中按比例加入重金屬沉澱劑有機硫化物(TMTl5)。為了提高沉降效果，需向絮凝箱中按比例加入絮凝劑硫酸氯化鐵(FeC1SO)，使氫氧化物、化合物及其它固形物從廢水中沉澱出來。為了讓絮凝後的廢水中產生的細小礬花積聚成大顆粒，以便於廢水進入澄清池後更快的沉降，在絮凝箱出口管路上添加助凝劑聚丙烯醯胺(PAM)。加葯混合反應後的廢水在重力作用下流入澄清池，進行固液分離。澄清池出水在出水箱中通過添加HC1將pH調整為標准要求的范圍(6～9)內排放。為了促進反應和後續反應箱中絮凝粒子的形成，在中和箱中加入澄清池中迴流的少量恆定量的接觸泥漿。剩餘污泥周期性地利用高壓偏心螺桿給料泵輸送至板框壓濾機進行脫水處理，泥餅外運。
❸ 脫硫塔排漿泵更換機封過程
噴淋塔是不斷酸霧廢氣由風管引入凈化塔，經過填料層，廢氣與氫氧專化鈉吸收液進行氣液兩屬相充分接觸吸收中和反應，酸霧廢氣經過凈化後，再經除霧板脫水除霧後由風機排入大氣。 吸收液在塔底經水泵增壓後在塔頂噴淋而下，最後迴流至塔底循環使用。凈...
❹ 電廠脫硫廢水零排放都有什麼技術
上干法，無廢水。
濕法脫硫的廢水零排放估計要花大價錢。
❺ HDC脫硫廢水一體化中HDC是什麼意思
這個是型號，
❻ 燃煤電廠脫硫廢水排放指標限值的計算方法研究
目前我國燃煤電廠脫硫廢水標准DL/T997—2006的排放指標與限制內容已不符合社會發展需要，為此，本文提出了燃煤電廠脫硫廢水排放指標限值相關計算方法。
論文調研了美國和國內的相關規范，對排放指標確定范圍的具體數值和演算法模型展開深入研究，結合我國行業發展狀況和國情給出了具體的修訂建議，通過計算模型得出脫硫廢水污染物控制參數的直接排放限值，氯化物日最大排放限值≤500mg/L，總溶解固體(TDS)日最大排放限值≤215mg/L，硒≤1.5mg/L，汞≤0.005mg/L等。
2015年國務院印發《水污染防治行動計劃》(以下簡稱「水十條」)明確了我國水環境治理的重點，為中國水污染防治指明了方向。
燃煤電廠濕式石灰石石膏法煙氣脫硫(FGD)產生的脫硫廢水以其污染物組分復雜、不少重金屬含量超標，直接排放將對環境及人體產生多重且長期的危害，因此電力行業2006年首次制定了《火電廠石灰石石膏濕法脫硫廢水水質控制指標》DL/T997，通過濃度控制對相應的污染物排放指標、處理技術提出了無害化要求。
脫硫廢水常規處理方法為化學沉澱、絮凝、中和、沉澱等技術路線，但隨著近年來零排放技術等的逐步出現與成熟，加之現有執行標準的控制指標種類少、不區分技術制定標准限值等問題，原有標准在技術先進性、環境要求方面的適應性越來越低。
為進一步完善國家環境污染物排放標准體系，規范和加強火電行業廢水排放管控，引導電力污染物環保產業可持續健康發展，對脫硫廢水標准進行修標已是大勢所趨尺宏。
本文通過對比我國與美國污染物排放標準的修訂及污染物排放指標濃度限值的計算模型，制定出適用於我國脫硫廢水污染物控制參數的直接排放限值計算方法。
1中美污染物排放標准修訂對比
1.1美國確定基於技術的污染物排放指標的流程
美國確陵鬧冊定水質污染物排放限值的方法基本分為以下3種：①特定化學物質法;②廢水綜合毒性法;③生物基準或生物學評估法。
經研究，美國工業點源水污染物排放限值的確定方法主要為水環境質量的綜合毒性法，該法採用水生生物暴露試驗的方法確定污染物綜合毒性，適用於難確定廢水水質復雜且難提出特定污染物的情況。
這區別於為滿足特定化學物質水質基準的特定化學物質法。根據美國國家污染物排放削減計劃(NPDES)，其核心內容即排污許可證的頒發與實施，而該政策的實施內容則為點源水污染物排污許可限值。
美國對於點源污染物排放限值的確定方法依據之一為技術基礎(technology-based)，即考慮目前能達到的技術處理能力;之二為水質基礎(water quality-based)，即充分考慮以環境生物影響與人體健康為本的水質標准。
圖1給出了美國EPA基於處理技術確定廢水污染物排放指標限值的客觀研究流程。
圖1 美國環保署(EPA)水污染物排放標准限值確定流程
1.2國內常規污染物排放標準的修訂程序
我國的工業污染物排放控制標准通常以對應的污染物去除工藝、技術路線為主要修標依據，以人體健康(即環境效益)為基本要求，標准所控制的技術路線除技術可行外還要充分考慮經濟指標，即投資、運行費用等。
根據以上現有客觀修訂依據，本文作者通過綜合分析各類標準的修訂背景、必要性、計算研究方法等步驟，所確定的標准確定過程分解如圖2。
圖2 脫硫廢水污染物控制標準的修標流程
1.3我國污染物排放指標存在的問題
1.3.1相關指標在標准中體現不夠
我國對於脫硫廢水的控制標准有行業標准《火電廠石灰石-石膏濕法脫硫廢水水質控制指標》(DL/T997—2006)，其中指標有對重金屬的控制如總汞、總鉻、總鎘、總鉛、總鎳、懸浮物、化學耗氧量、硫化物、氟化物、硫酸鹽、pH進行了制約。
考慮到目前國內推薦應用的脫硫廢水處理技術路線，如沉澱、混凝、彎汪中和等化學處理後達標排放，即三聯箱技術。此路線對懸浮物與大部分金屬及重
金屬汞、砷去除率很高，但對氯化物、溴化物、硼、硫酸鹽、銨和其他溶解固體(TDS)去除率低[13];並且對某些有害元素如硒等去除效果差。
對於此種處理技術，現有的控制標准種類少，對可溶性鹽及硒等有害物質的排放在標准中體現不夠。
其次我國推薦的脫硫廢水處理技術路線還有化學沉澱、混凝、中和預處理+膜濃縮+煙道余熱蒸發乾燥/蒸發結晶，即脫硫廢水零排放技術。
此技術需要對汞、砷、硒和硝酸鹽/亞硝酸鹽的出水濃度進行限值，以及對總懸浮固體(TSS)進行限制。
我國脫硫廢水控制標准不再符合社會發展需要，需增加現有執行標準的控制指標，更應該關注溶解性總固體TDS、硝酸鹽/亞硝酸鹽，汞、六價鉻、銅、硒等有害物質控制指標。
1.3.2未充分考慮技術經濟可行性
深入研究美國環保署2015年最新修訂的關於點源燃煤電站的污染物排放標准40 CFR Part423，《Effluent Limitations Guidelines and Standards for the Steam Electric Power Generating Point Source Category》;Final Rule，關於FGD廢水的控制標准有兩套BAT(best available technology economically achievable，最佳經濟可行技術)限制，第一套BAT控制標準是對TSS(total suspended solid，總懸浮固體)制定的數值限制標准，該控制方法與EPA先前制定的關於TSS的BPT(best practicable control technology currently available，最佳現有實用控制技術)規范在數值上相同;第二套BAT控制標準是對汞、砷、硒、硝酸鹽/亞硝酸鹽氮制定的數值限制標准，而自願採用先進技術的現存燃煤電廠(ES，existing sources)與新建電廠(NS，new sources)的FGD廢水控制指標為汞、砷、硒、TDS(溶解性總固體)。
但我國還未建立系統的污染物削減技術評估體系，目前我國制訂的BAT僅11個，不足以支撐所有行業的水污染物排放標准制修訂工作。
1.3.3標准在技術先進性、環境要求方面的適應性需提高
在制定標准時應與現今脫硫廢水處理技術及環境要求無縫銜接。行業水污染物排放限值是通過綜合考慮工業排污水平、污染物處理技術、環境質量要求、國內外相關標准等多方面的因素來制訂。
如今零排放技術已在我國部分應用，《火電廠石灰石-石膏濕法脫硫廢水水質控制指標》已遠遠不適用於當今污染控制技術。
美國對於濕法脫硫廢水的排放控制標准，美國EPA根據不同的處理技術分別制定了不同的控制限值。
如只採用化學沉澱法處理脫硫廢水的電廠需要針對汞、砷提出控制標准;採用化學沉澱後續串聯生物處理脫硫廢水的電廠需要提出汞、砷、硒、硝酸鹽/亞硝酸鹽態氮的控制標准;而採用蒸發處理脫硫廢水的電廠則提出控制汞、砷、硒和總溶解性固體的要求。
2相關計算模型
2.1發達國家確定污染物排放指標濃度限值的計算模型
參考美國國家污染物削減計劃(NPDES)中基於BAT技術的水污染物濃度限值計算方法建立計算模型過程。
(1)確定需要控制的污染物指標，根據造成的環境影響即主要矛盾，包括長期/慢性和短期/急性毒性確定。
(2)工業廢水濃度限值分為日最大濃度限值(短期)與30天平均值(長期)，分直接排放到自然水體的濃度限值和排放到下游公共污水處理設備的濃度限值，不同濃度的演算法公式也不同。
以工廠排放的某污染物i為例，討論長期平均值(long time average，LTA)，如式(1)。
(3)日變異系數和月變異系數VF的確定。
(4)根據計算模型標准濃度限值=LTA×VF，最終確定排污行業不同污染物濃度的濃度限值標准。
(5)可行性驗證。
2.2適用於我國工業廢水排放的標准限值計算模型
(1)某種污染物濃度限值確定行業長期平均值採用算術平均根的計算模型，以企業排放的COD為例，公式如式(2)。
3我國脫硫廢水排放標準的濃度限值計算方法
依據新修訂脫硫廢水排放標準的標准限值依託的技術依據擬採用零排放技術「化學預處理+RO膜濃縮減量+蒸發結晶」技術為主、「化學預處理+RO膜濃縮減量+余熱煙氣旁路蒸發」技術為輔。
已知正常工況下兩種技術的出水指標相當，形成的脫硫廢水零排放系統的主要污染物進出口控制參數如表1，以國內某燃煤電廠大型脫硫廢水零排放工程實例為參考原型。
表1 脫硫廢水零排放系統的主要污染物進出口控制參數
根據燃煤電廠石灰石石膏濕法脫硫廢水的水質特點、主要污染物種類可能造成環境危害以及現有水質標準的主要控制對象的分析，以及環保部推薦的最佳處理技術的結論，確定了脫硫廢水中需要控制的污染物種類，如表2。
表2 基於蒸發結晶/旁路蒸發技術(BAT)的脫硫廢水污染物控制參數確定
下面以10家採用脫硫廢水零排放技術的燃煤電廠出水水質數據為基礎，以具有代表性的污染物硫酸根離子SO42–為例代入數學模型計算，過程和結果如下。
(1)計算長期平均值LTA，如式(8)。
國家規定的化學需氧量的測定方法為重鉻酸鹽法，由GB11914—1989可知，該方法檢出限為0.2mg/L;未檢出比例為p=0。
表1中的其他類型污染物的BAT濃度限值的計算結果同硫酸根，因此最終計算結果如表2。
4結論與展望
(1)以最佳可利用技術(BAT)——脫硫廢水零排放技術蒸發結晶的工藝路線為標准濃度限值確定的技術依據，充分學習我國與美國環保部門制定廢水排放標准限值時藉助的數學模型演算法，確定了該技術方案支持下的脫硫廢水排放控制標準的污染物種類與控制濃度區間。
(2)在深入研究了我國和美國的標准限值確定方法的基礎上，融合了兩國計算模型的共同點，得出了根據脫硫廢水水質水量特點確定的需要污染物種類，包括新增的TDS日最大排放限值、硝酸鹽日最大排放限值、氯化物等無機鹽離子的控制水平、二類污染物銅、硒的控制水平以及一類污染物汞、六價鉻等重金屬控制指標等。
(3)脫硫廢水新的控制指標應更加適應當前及未來的環境發展需要。
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❼ 怎麼解決脫硫廢水處理系統存在的問題
1、分析傳統的脫硫廢水處理系統，主要問題是脫硫廢水含固量高，脫硫廢水取自回收水箱，經過廢水旋流站初級分離後，含固量為15%。脫硫廢水含固量高，使整個廢水處理系統不堪重負。
2、脫硫廢水中固體懸浮物的分離，除了使用旋流器離心分離的傳統廢水處理方法外，還有一個簡單有效的方法--自然沉澱。
脫硫廢水自然沉澱需要有足夠的時間和空間。因為廢水系統只要能夠滿足控制漿液品質的要求，無需連續運行，自然沉澱的時間條件能夠滿足，脫硫事故漿液箱若不採用側進式攪拌器，而是採用脈沖懸浮系統的話，利用長期閑置的脫硫事故漿液箱來進行脫硫廢水自然沉澱，空間條件可以滿足。所以，利用現有的事故漿液箱進行脫硫廢水自然沉澱是降低其含固量的最佳選擇。
採用事故漿液箱預先沉澱澄清石膏漿液的辦法，可以充分利用原有脫硫系統設備，如事故漿液箱、三聯箱等，徹底拋棄了傳統系統中故障率高的設備，如一體化澄清器、壓濾機、污泥輸送泵等。改造小，收益大，是解決脫硫廢水處理難題的一種簡單、可靠的新方法。
❽ 燃煤電廠高鹽脫硫廢水固化基礎實驗
實驗將模擬高鹽水與水泥、粉煤灰和河砂拌合，製得固化體，養護至特定齡期後，對其抗壓強度和結合氯離子能力進行檢測。
通過控制單變數的方法，實驗探究了不同組分材料的配比對固化體的抗壓強度和結合氯離子能力的影響，並利用XRD對固化體粉末進行了產物表徵。
結果表明：在水泥配比為1.08時固化體的抗壓強度最高，粉煤灰配比大於0.25後固化體的抗壓強度提升明顯，模擬高鹽水配比越大，固化體的抗壓強度越低，河砂量對固化體的抗壓強度影響小。
實驗中製得的固化體在養護28天後，其抗壓強度值在30MPa以上，能達到《混凝土路緣石》標准中路緣石的最低抗壓強度要求。隨著水泥配比的增大，固化體的結合氯離子能力增大21.7%，且受水泥水化所需水量的限制，其增大趨勢漸緩；由於粉煤灰在水化過程中的產物與氯離子生成的s鹽量較少，隨著粉煤灰配比的增大，固化體的結合氯離子能力僅增大4.9%。XRD的結果驗證了水泥固化過程中s鹽的存在。
石灰石/石膏濕法脫硫工藝作為當前燃煤電廠主流脫硫技術，具有脫硫效率高，技術成熟，運行穩定等優點，但為了防止循環漿液系統氯離子等元素的過度富集，脫硫系統需要定期外排一定量的脫硫廢水。脫硫廢水具備以下特點：
1)水質受多種因素影響，且易隨工況及煤種變化而變化；
2)pH在4.5-6.5之間，呈弱酸性，氯離子含量高；
3)以石膏顆粒、二氧化硅、鐵鋁化合物為主要成分的懸浮物含量較高；
4)總溶解性固體含量較高，且變化范圍大，一般在30000-60000mg/L，Ca2+和Mg2+等硬度離子含量高；
5)汞、鉛、砷等重金屬第Ⅰ類污染物超標。因此，脫硫廢水處理倍受業內關注。
隨著《水污染防治行動計劃》（又稱為「水十條」）和《火電廠污染防治可行技術指南》的先後發布，脫硫廢水零排放成為燃煤電廠環保的重中之重。目前常用的處理工藝是神咐碧傳統化學沉澱方法，脫硫廢水經過中和沉澱、沉降、絮凝以及濃縮澄清過程，大部分懸浮物和重金屬離子會被去除，這一工藝能滿足廢水行業排放標准（DL/T997-2006），但無法去除遷移性較強的氯離子等可溶性鹽分，對硒離子去除效果也不佳，無法實現真正的脫硫廢水零排放。
以蒸發結晶和蒸發技術為主的零排放技術是當前脫硫廢水處理領域的研究熱點。蒸發結晶技術工藝復雜，運行成本高，通過簡單預處理後得到的混鹽無利用價值，採用分鹽工藝能得到純度較高的結晶鹽，但會進一步加大運行成本；低溫煙道蒸發以及旁路煙道蒸發技術增加飛灰中含塵量，將處理壓力轉移至電除塵器，粉煤灰中鹽分過高會影響水泥品質。
本研究涉及一種脫硫廢水煙氣濃縮減量及水泥化固定工藝。如圖1所示，在電除塵器後設置帶有液柱噴管系統的煙氣濃縮塔，利用電除塵器後10%-15%的熱煙氣與脫硫廢水液柱循環換熱，實現脫硫廢水5-10倍的減量濃縮。濃縮後的高鹽廢水與水泥、粉煤灰等膠凝材料經混合攪拌機攪拌後進入成型設備，隨後轉入恆定溫度及濕度的養護室中進行養護，根據性能可將養護後的固化體用作混凝土或路緣石等材料。
圖1脫硫廢水煙氣濃縮及水泥化固定工藝圖
上述工藝的有益效果為：
1)充分利用電除塵器後煙氣，與脫硫廢水接觸進行傳質傳熱，達到脫硫廢水濃縮減量的效果，是對電廠余熱資源的充分利用；
2)液柱噴管系統能減少噴淋層設置造成的噴嘴堵塞問題；
3)脫硫塔前煙氣含濕量增加，大幅度減少脫硫系統的工藝補充水；
4)水泥固定脫硫廢水中的鹽分和重金屬離子，將流動性的脫硫廢水轉化為物化性能穩定，不易彌散的固化體，有效避免二次污染；
5)充分利用電廠副產品粉煤灰。
水泥固化技術具有工藝簡單，原材料簡單易獲取，固化體性能穩定的優簡神點，被廣泛應用於放射性廢物、重金屬污染廢水及污泥等廢棄物處理領域。但固化技術用於脫硫廢水處理的研究較少，且主要利用粉煤灰的火山灰反應來實現固化穩定化，考慮到脫硫廢水水量巨大，固化體中水泥摻入少甚至不摻入，因此，製得的固化體抗壓強度性能差，一般只能作填埋處置。Renew等研究了同時固化脫硫廢水濃縮液和粉煤灰後的重金屬浸出性能，水泥占總混合物的10%，用量較少，所得固化體重金屬離子浸出率較低。
然而，對於固化穩定化脫硫廢水後固化體的氯離子遷移問題，還鮮有研究。在混凝土行業中，氯離子引起的鋼筋銹蝕是鋼筋混凝土耐久性能下降的主要原因，氯離子在水泥基材料中主游舉要存在三種形式：
1)與水泥中C3A相化學結合形成Friedel』s鹽；
2)被物理吸附在水化產物C-S-H凝膠上；
3)游離在孔溶液中。
其中，化學結合和物理吸附形式的氯離子統稱為結合氯離子，孔溶液中的游離氯稱為自由氯離子。自由氯離子會造成鋼筋銹蝕，可用結合氯離子能力來評價混凝土中氯離子存在形式。因此，考慮到固化體的用途，實驗利用模擬高鹽水與水泥、粉煤灰等材料拌合製得固化體，同時探究了水泥，粉煤灰等不同組分材料對固化體抗壓強度及結合氯離子能力的影響。
1實驗部分
1.1固化膠凝材料
礦渣硅酸鹽水泥（425#）；普通建築用河砂；粉煤灰，取自華北地區某熱電廠；模擬高鹽水，實驗室配製的Cl-濃度為30000mg/L的NaCl溶液；脫硫廢水，某電廠經三聯箱處理後的脫硫廢水，熱濃縮後測得其Cl-濃度為30692mg/L。
1.2實驗方法
（1）固化體制備將水泥、河砂和粉煤灰按一定配比拌合，加入適量模擬高鹽水或脫硫廢水攪拌均勻後轉移至40mm×40mm×40mm的六聯立方體試模，靜置24h成型後置於飽和Ca(OH)2溶液中養護；
（2）抗壓強度檢測固化體養護至規定齡期後，對其進行抗壓強度試驗。恆應力壓力試驗機（河北昌吉儀器有限公司，DYE-300B）以恆定速度移動，當固化體達到最大承受力時，機器停止，通過最大承受力計算抗壓強度；
（3）結合氯離子能力檢測取養護至28d齡期的固化體粉末，分別用去離子水和硝酸浸泡，利用佛爾哈德法測得硝酸溶液中的氯離子濃度，可求得到單位質量漿體中總氯離子量Pt(mg/g)；利用莫爾法測得水溶液中氯離子濃度，可求得單位質量漿體中自由氯離子量Pf(mg/g)。結合氯離子量Pb=總氯離子量Pt－自由氯離子量Pf。結合氯離子能力:
2實驗結果與分析
2.1組分材料對固化體抗壓強度的影響
抗壓強度是固化體的重要性能，也是固化體再利用的一個重要指標，為了研究各組分材料對固化體抗壓強度的影響，實驗選用水泥，粉煤灰，高鹽水以及河砂作為固化材料，分別設計了水泥量組，粉煤灰量組，高鹽水量組以及河砂量組。通過改變單一材料的摻入量，來探究各材料對固化體抗壓強度的影響，各組固化體配合比見表1。
表1各組固化體配合比
固化體養護至7d，14d，28d齡期後，對其進行抗壓強度檢測，3個平行樣品作為一組，選擇每組檢測的平均值作為該齡期下固化體抗壓強度值。
（1）水泥量對固化體抗壓強度的影響
圖2為水泥配比在0.92，1.00，1.08以及1.17時，四組固化體在不同齡期的抗壓強度變化趨勢圖。
圖2水泥量對固化體抗壓強度的影響趨勢圖
由圖2可以看出，7d和28d的固化體抗壓強度值隨水泥量增加呈現先增大後減小的趨勢，且都在配比為1.08時達到最大值，但7d抗壓強度總體變化幅度小，28d抗壓強度變化幅度大；14d固化體抗壓強度一直隨水泥量增大而增大，但上升趨勢越來越小，這說明水泥量的增加對固化體前期抗壓強度影響小，對後期抗壓強度影響大。
結合總體趨勢，水泥配比低時固化體在3個齡期的抗壓強度都很小，而配比過高會影響抗壓強度，這是由於在高鹽水量一定的條件下，水泥量的增加意味著水灰比的下降，在高鹽水量能滿足水化要求時，增加的水泥能充分水化，水泥漿內水化產物增多，漿體內毛細孔隙少，膠凝體積增加，因而抗壓強度高。隨著水泥量逐漸增加，高鹽水量不足以提供水泥漿充分水化所需水量時，多餘的水泥使得固化體內未結合的顆粒增多，漿體內毛細孔隙增加，抗壓強度下降。當水泥配比為1.08時，固化體抗壓強度性能最佳。
（2）粉煤灰量對固化體抗壓強度的影響
圖3為粉煤灰配比在0.15，0.20，0.25以及0.30時，四組固化體在不同齡期的抗壓強度變化趨勢圖。
由圖3可以看出，7d固化體抗壓強度隨粉煤灰量增加先增大後減小，說明粉煤灰量過高會影響固化體早期抗壓強度；14d和28d固化體抗壓強度僅在粉煤灰比例大於0.25後有明顯提升，配比低時抗壓強度變化小。
圖3粉煤灰量對固化體抗壓強度的影響趨勢圖
粉煤灰摻量過高會削弱固化體前期抗壓強度，提升後期抗壓強度。這是由於摻入粉煤灰的水泥拌水後，水泥在數量上和能量上占優勢，因而先發生水泥熟料的水化，釋放出Ca(OH)2等水化產物，與粉煤灰中的活性成分SiO2和Al2O3反應。
而粉煤灰中玻璃體結構穩定，表面緻密性較強，前期與Ca(OH)2的火山灰反應緩慢，未反應的粉煤灰使漿體內孔隙增多，固化體強度下降；隨著養護齡期的增加，粉煤灰的水化逐漸佔主導作用，粉煤灰本身存在的形態效應，活性效應以及微集料效應相互影響，粉煤灰表面會生成大量的水化硅酸鈣凝膠體，可以作為膠凝材料的一部分起到提高抗壓強度的作用。
（3）高鹽水量對固化體抗壓強度的影響
圖4為高鹽水量配比在0.62，0.67，0.72以及0.77時，四組固化體在不同齡期的抗壓強度變化趨勢圖。
圖4高鹽水量對固化體抗壓強度的影響趨勢圖
由圖4可以看出，在7d、14d以及28d三個齡期，固化體抗壓強度都隨著高鹽水量的增加而減小，且在14d以及28d齡期時抗壓強度的減小趨勢越來越明顯。在水泥量一定的條件下，高鹽水量增加會導致漿體內水量過大，超過水泥充分水化所需的水量，多餘的水分會在水泥凝結硬化過程中蒸發，在漿體內部留下氣孔，影響固化體的抗壓強度，且提供的水量越大，可蒸發的水量越大，固化體抗壓強度減少的越明顯。
（4）河砂量對固化體抗壓強度的影響
圖5為河砂量配比在0.62，0.67，0.72以及0.77時，四組固化體在不同齡期的抗壓強度變化趨勢圖。
由圖5可以看出，在7d、14d和28d三個齡期固化體抗壓強度隨河砂量的增大總體變化不大，分別在21MPa、30MPa和36MPa左右波動。因此，河砂量的增加對固化體抗壓強度影響較小，這是由於河砂在漿體內中主要起骨架或填充作用，不發生明顯的化學反應。
圖5河砂量對固化體抗壓強度的影響趨勢圖
由圖2-圖5中各組固化體抗壓強度數據可知，固化體28d齡期抗壓強度絕大部分在30MPa以上，而這符合《混凝土路緣石》（JC/T899-2016）標准中路緣石最低抗壓強度要求。因此，水泥固化工藝製得的固化體能滿足標准中抗壓強度要求。
2.2組分材料對固化體結合氯離子能力的影響
結合氯離子能力能直觀反映固化體中化學反應和物理吸附的氯離子能力，是評價鋼筋混凝土鋼筋銹蝕的重要指標。為了研究組分材料對固化體結合氯離子能力的影響，在實驗3.1中選擇水泥量組以及粉煤灰量組固化體，測定其28d齡期下的結合氯離子能力。
（1）水泥量對固化體結合氯離子能力的影響
圖6為水泥配比在0.92，1.00，1.08以及1.17時，四組固化體在28d齡期時結合氯離子能力的變化趨勢圖。
圖6水泥量對固化體結合氯離子能力影響趨勢圖(28d)
由圖6可知，28d齡期時固化體結合氯離子能力隨水泥配比的增大而增強，但增強幅度越來越小，說明水泥量對固化體結合氯離子能力的提升效果是有限的。水泥配比從0.92增大至1.08，結合氯離子能力由0.668增大為0.813，增大了21.7%。這與固化體水化過程有關，水泥用量增大，水化產物隨之增多，對氯離子的化學結合和物理吸附能力增強，因此結合氯離子能力增強，但受水化水量限制，水泥量過高時提升效果有限。
（2）粉煤灰量對固化體結合氯離子能力的影響
圖7為粉煤灰配比在0.15，0.20，0.25以及0.30時，四組固化體在28d齡期時結合氯離子能力的變化趨勢圖。
從圖7的總體趨勢可以看出，28d齡期時固化體結合氯離子能力隨粉煤灰配比的增大而增強，但增強幅度小，粉煤灰配比從0.15提高至0.30時，結合氯離子能力從0.733增大至0.769，僅增大了4.9%。這是因為粉煤灰在水泥水化過程形成的鹼性環境中會生成少量水化鋁酸鈣，可以與氯離子反應生成Fredel』s鹽，但生成量較少。
圖7粉煤灰量對固化體結合氯離子能力影響趨勢圖(28d)
2.3不同水樣製得的固化體XRD分析
利用模擬高鹽水與濃縮脫硫廢水分別製得固化體，養護至28d後對其粉末進行XRD衍射分析，結果如圖8所示。
由XRD衍射圖可知，除了常見的水泥水化產物SiO2和Ca(OH)2，兩種水樣製得的固化體中還存在Friedel』s鹽，這證明模擬高鹽水以及濃縮脫硫廢水中的氯離子與水泥中的C3A相確實發生反應生成了Friedel』s鹽，說明水泥固化過程中生成的Friedel』s鹽起到了重要作用。
圖8不同水樣製得的固化體XRD圖
3結論
（1）本文提出了一種脫硫廢水煙氣濃縮減量及水泥化固定工藝，將煙氣濃縮後的脫硫廢水與水泥、粉煤灰等材料拌合後製得固化體，從而實現污染物的水泥化固定；
（2）固化體抗壓強度隨養護齡期增加而提高，水泥配比為1.08時抗壓強度達到最高值，粉煤灰配比大於0.25後對抗壓強度提升明顯，高鹽水配比越大，抗壓強度越低，河砂量對固化體抗壓強度影響小；
（3）水泥配比從0.92增大至1.08，結合氯離子能力增大21.7%，粉煤灰配比從0.15提高至0.30時，結合氯離子能力僅增大了4.9%；
（4）XRD的結果驗證了水泥固化過程中Friedel』s鹽的存在。
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❾ 火電廠脫硫廢水如何處理
脫硫廢水先經預處理系統進行絮凝、沉降及中和，減少廢水中的懸浮物，提高廢水PIt值，為深度處理做准備。從脫硫工藝樓來的廢水進入脫硫廢水前池仔，通過輸送泵將脫硫廢水輸送至脫硫廢水預處理區域的脫硫廢水緩沖池。通過池內一級廢水輸送泵送至一級反應器。脫硫廢水緩沖池設曝氣攪拌裝置，防止懸浮物沉降。通過曝氣裝置還可以進一步降低廢水的c0D。一級反應器分為中和箱和絮凝箱兩個部分。在中和箱內，通過添加Ca(OH)，將廢水pI{調整到10～l1進行攪拌反應生成caC0沉澱和Mg(OH)沉澱，在後級澄清器中沉澱分離。同時，在此pH值下，多種重金屬離子均生成氫氧化物沉澱從廢水中分離。中和箱出水自流進入絮凝箱，絮凝箱投加凝聚劑FeC1以及助凝劑PAM以使得絮凝物變得更大更容易沉澱，以便F一步能在澄清器中分離出束。同時一級反應器也預留有機硫加葯界面。
廢水從一級反應器自流進入一級澄清器，廢水中的絮凝物通過重力作用沉積在澄清器底部，濃縮成泥渣，由刮泥裝置清除，並通過一級污泥輸送泵送至污泥緩沖罐。清水則上升至澄清器頂部通過環形三角溢流堰自流至中間水池貯存。二級反應器分為沉澱箱和絮凝箱兩個部分。在沉澱箱內投加Na2C0，進行攪拌反應。在絮凝箱中投加有機硫進一步降低廢水中的重金屬離子濃度，使出水重金屬濃度完全滿足排放標准。同時投加凝聚劑FeC13使生成較大礬花從廢水中除去。絮凝箱出水投加助凝劑PAM，使礬花進一步長大，以利於沉澱分離。級反應器出水自流進入二級澄清器。廢水中的絮凝物通過重力作用沉積在澄清器底部，濃縮成泥渣。濃縮污泥由刮泥裝置清除，並通過一級污泥輸送泵送至污泥緩沖罐准備壓濾。二級澄清器出水也可直接自流至清水箱。清水箱出水設有干灰加濕泵以及自用水泵。
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當下較常使用的二氧化硫控制方法主要有燃燒前脫硫、燃燒中脫硫和燃燒後脫硫，專選擇屬合適的脫硫技術，可以有效的提高脫硫效率，使脫硫廢水更接近於零排放標准。本文針對脫硫廢水的常規處理方法以及相關的零排放技術進行了詳細的論述，希望可以為相關從業人士提供有價值的參考。
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