胡大龍 ，余耀宏 ，于勝利 ，尚衛(wèi)軍 ，李亞娟 ，李文東

（1.西安西熱水務環(huán)保有限公司，陜西西安 710054；2.錫林郭勒熱電有限責任公司，內蒙古錫林郭勒 026000；3.北方聯合電力有限責任公司，內蒙古呼和浩特 010020）

火電廠石灰石-石膏濕法脫硫工藝是我國燃煤電廠最主流的脫硫工藝，具有脫硫效率高且穩(wěn)定、煤種適應性強、吸收劑來源廣泛且價格低廉、副產物可資源化利用等優(yōu)點。石灰石-石膏濕法脫硫工藝產生的脫硫廢水水質復雜，懸浮物、重金屬、致垢性離子和鹽含量高，處理難度大。我國環(huán)境保護部已于2017年7月前完成了火電行業(yè)排污許可證核發(fā)工作，要求火電廠持證排污并按證排污，脫硫廢水處理能否滿足排污許可證要求是火電廠廢水達標治理的關鍵。因此，有必要根據脫硫廢水原水水質和排污許可證對脫硫廢水處理提出的具體要求，開發(fā)相應的脫硫廢水處理技術，為火電廠脫硫廢水治理工作提供技術支撐。

1 脫硫廢水水質與排放要求分析

1.1 脫硫廢水水質

燃煤性質、脫硫石灰石品質、工藝水水質和脫硫運行控制條件等均影響脫硫廢水水質，因此各廠脫硫廢水水質各異，且同一電廠不同時間階段排出的脫硫廢水水質也不同。脫硫廢水處理車間或設施排放口出水水質一般執(zhí)行《火電廠石灰石-石膏濕法脫硫廢水水質控制指標》（DL/T 997—2006）。7家國內外火電廠脫硫廢水水質見表1。

表1 脫硫廢水水質特性Table 1 Water quality characteristics of desulfurization wastewater

由表1可知，因燃煤中重金屬含量低，脫硫廢水中重金屬濃度也普遍較低；B廠脫硫廢水處理前重金屬含量已全部滿足DL/T 997—2006要求，A廠、E廠和F廠脫硫廢水處理前也僅有1～2項重金屬超標，處理后重金屬均能滿足DL/T 997—2006要求。有研究表明，燃煤中的氟約1.2%～2.0%轉移到脫硫廢水中，60%～80%轉移到石膏中，2%～5%通過煙氣排入大氣，剩余的氟轉移至飛灰和爐渣中〔5〕。7家電廠中A廠、B廠、E廠和G廠脫硫廢水氟離子濃度較高，且A廠和B廠脫硫廢水氟離子質量濃度分別高達308 mg/L和175 mg/L。脫硫廢水中COD主要來自煤、工藝水中有機質，以及石灰石、脫硫反應生成物中的亞硝酸鹽、亞硫酸鹽等還原性物質，且大部分為無機還原性物質。由于各廠燃煤性質、脫硫吸收塔氧化效果和脫硫工藝水存在差異，各廠脫硫廢水COD相差較大。脫硫廢水一般取自廢水旋流器頂流，設計懸浮物質量濃度為10 000 mg/L，但是實際由于廢水旋流器選型不當或磨損嚴重，旋流效果差，實際脫硫廢水懸浮物濃度超過設計值。C廠、D廠和E廠脫硫廢水經處理后重金屬、氟化物和COD均滿足DL/T 997—2006的要求，但C廠出水懸浮物未達到DL/T 997—2006要求。

1.2 排污許可證中脫硫廢水去向及廢水污染物排放執(zhí)行標準調研分析

從全國排污許可證管理信息平臺（公開端）抽取75家燃煤火力發(fā)電廠排污許可證樣本，對其脫硫廢水去向和脫硫廢水處理設施或車間廢水排放口水質要求進行了匯總分析，排放標準見表2。該75個樣本涵蓋全國除北京、西藏自治區(qū)、香港、澳門、臺灣以外的29個省級行政區(qū)域。目前，北京市無燃煤火力發(fā)電廠，西藏自治區(qū)無火力發(fā)電廠，香港、澳門、臺灣沒有納入排污許可證管理范圍。

表2 75個樣本脫硫廢水排放標準Table 2 Discharge standard for 75 samples of desulfurization wastewater

1.2.1 脫硫廢水去向分析

調研的75個樣本中，僅有1家電廠的脫硫廢水可處理后排至外環(huán)境，其余74家電廠的脫硫廢水均要求廠內回用，不外排，具體回用形式包括廠內污水綜合處理站處理后回用、輸煤、濕除渣、干灰調濕等。

1.2.2 脫硫廢水排放標準分析

將調研的75個樣本的脫硫廢水排放標準按污染物因子和限值分為18類：類型A～類型S，總體表現為部分電廠對氟化物和COD排放限值進行了下調，并增加了氨氮排放要求。約80.0%電廠的污染物因子和限值均按DL/T 997—2006執(zhí)行，如表2中的類型A～類型E。約9.3%電廠根據《污水綜合排放標準》（GB 8978—1996）和地方排放標準，僅對二類污染物因子和限值進行了調整，如表2中類型F～類型L，主要表現在：（1）將COD限值由150 mg/L下調至100 mg/L；（2）將氟化物限值由30 mg/L下調至10 mg/L或20 mg/L；（3）將懸浮物限值由70 mg/L調至60 mg/L或150 mg/L；（4）增加氨氮污染物因子控制指標，限值為15 mg/L。約8.0%電廠根據《污水排入城鎮(zhèn)下水道水質標準》（GB/T 31962—2015）、《海水水質標準》（GB 3097—1997）、《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》（GB 18918—2002）及地方排放標準對一、二類污染物因子和限值進行了調整，如表2中類型M～類型Q，主要表現在：（1）對重金屬排放限值進行了下調；（2）將氟化物、COD限值分別由30 mg/L和150 mg/L下調至10 mg/L和100 mg/L；（3）將懸浮物由70 mg/L上調至200 mg/L。約2.7%的電廠對一類污染物沒有限值要求，但對二類污染物進行了調整，如表2中類型R和類型S，主要表現在：（1）將氟化物、COD限值分別由30 mg/L和150 mg/L下調至10 mg/L和100 mg/L；（2）增加石油類和氨氮污染物因子控制指標，限值分別為10 mg/L和10（或15） mg/L。

2 脫硫廢水處理技術路線

2.1 脫硫廢水達標處理技術路線

由表2可知，脫硫廢水排放標準中污染物控制因子有總鎘、總鉛、總汞、總砷、總鋅、總鎳、懸浮物、氟化物、硫化物、COD、pH、氨氮、石油類等。

2.1.1 一類污染物達標排放技術

脫硫廢水一類污染物主要有鎘、鉛、汞、砷、鋅和鎳，鎘、鉛、砷、鋅、鎳的去除普遍采用化學沉淀法，即通過投加石灰乳或氫氧化鈉將廢水pH調節(jié)至9.0～9.5，使重金屬離子以氫氧化物沉淀的形式分離去除。由于氫氧化物沉淀對汞的去除能力有限，一般采用投加硫化物生成溶解度更小的硫化汞沉淀的形式去除汞，硫化物主要包括有機硫化物〔如三巰基均三嗪三鈉鹽（TMT）、三硫代碳酸鈉（STC）、二硫代氨基甲酸鈉（DTC）〕和無機硫化物（硫化鈉、硫化亞鐵、硫化氫）2大類，其中STC、DTC和無機硫化物毒性較大，TMT在實際工程中應用最為廣泛〔6〕。

此外，國內外學者還研究了吸附法（殼聚糖、活性炭、沸石等）〔7-8〕、流化床〔9〕、生物法〔10〕、鐵氧微晶體技術對廢水重金屬的去除效果〔11〕，但均沒有大規(guī)模工程應用。主要是由于脫硫廢水COD、Ca2+、Mg2+、Cl-和SO42-等物質濃度高，且遠高于重金屬濃度，會與重金屬離子產生較強競爭，易使活性炭和沸石等吸附材料快速失效。脫硫廢水鹽質量濃度一般達到30 000～50 000 mg/L，不適宜微生物生存，限制了生物法在脫硫廢水處理中的應用。流化床法主要是利用生成的氫氧化鐵和二氧化錳吸附重金屬，對重金屬去除能力有限，特別是對汞的去除效果較差。脫硫廢水懸浮物和各類離子濃度非常高，水質復雜，鐵氧微晶體技術的零價鐵系統(tǒng)難以保證穩(wěn)定的活性，因此沒有大規(guī)模工程應用。

2.1.2 二類污染物達標排放技術

脫硫廢水二類污染物主要有懸浮物、氟化物、硫化物、COD、pH和氨氮。

脫硫廢水氟化物主要來源于煙氣、工藝水和石灰石，一般采用化學沉淀法處理，利用石灰中的Ca2+與F-生成CaF2沉淀去除F-，出水氟化物質量濃度一般可低于30 mg/L，滿足DL/T 997—2006要求。但是由于離子效應對CaF2溶度積的影響，出水F-質量濃度很難＜10 mg/L，導致部分對脫硫廢水氟化物排放要求高的電廠不能達標排放。可通過尋求復合鹽沉淀深度除氟技術，滿足高標準下脫硫廢水達標排放的要求〔12〕。

脫硫廢水COD去除工藝主要有曝氣法、類Fenton法、氧化法（過氧化氫、次氯酸鈉、高錳酸鉀、次氯酸鈣、高氯酸鉀等）、絮凝沉淀法及其組合工藝〔13-15〕，還有學者研究了催化氧化法、生物法、沸石吸附法對脫硫廢水有機物去除效果的影響〔16-18〕。對于大部分電廠，脫硫廢水COD主要是還原性無機物質，一般采用曝氣法和次氯酸鈉氧化法相組合的工藝即可實現脫硫廢水COD的達標排放。

當前火電廠脫硫廢水處理車間或設施排放口水質控制指標對氨氮沒有要求，但是有關學者已提出建議在修訂脫硫廢水排放標準時增加氨氮指標〔19〕。為滿足節(jié)水工作要求，火電廠已逐步采用城市中水、再生廢水等氨氮較高的廢水作為脫硫系統(tǒng)工藝水，同時由于上級脫硝系統(tǒng)存在氨逃逸問題，脫硫廢水中氨氮增加，如表1中A、B、C這3家電廠脫硫廢水氨氮均非常高，B廠氨氮甚至高達1 269 mg/L。工業(yè)廢水氨氮去除工藝主要有化學沉淀法、次氯酸鈉法、高級氧化法、吹脫與汽提精餾法、吸附法、膜分離法和脫氣膜法等〔20-25〕，近年來學者們還研究了催化氧化、電化學氧化等工藝對脫硫廢水氨氮的去除效果〔26〕。次氯酸鈉法可同步去除脫硫廢水中的COD和氨氮，但是由于各廠脫硫廢水COD和氨氮比例不同，且COD組成復雜，次氯酸鈉的最佳加藥量需根據試驗確定。

2.2 脫硫廢水廠內回用技術路線

脫硫廢水廠內回用方式包括濕除渣和干灰調濕。

2.2.1 濕除渣系統(tǒng)補充水

對于濕除渣電廠，可將脫硫廢水作為濕除渣系統(tǒng)補水，低pH（5.0～5.7）的脫硫廢水與堿性（12.0～13.0）的渣水中和后，沖渣水pH為8.5～9.5，緩解了系統(tǒng)結垢現象。但是脫硫廢水在濕除渣系統(tǒng)濃縮后，高濃度的Cl-可穿透撈渣機普通碳素鋼金屬表面的保護膜，造成縫隙腐蝕和孔蝕，可根據濕除渣系統(tǒng)環(huán)境采用防腐涂料、犧牲陽極等防腐措施〔27〕。脫硫廢水SO42-濃度也很高，但由于高濃度Cl-的同時存在能夠減輕混凝土受SO42-腐蝕的破壞程度〔28〕，一般不考慮SO42-對濕除渣系統(tǒng)混凝土的腐蝕。濕除渣消耗脫硫廢水的技術適用于脫硫廢水水量少且可滿足濕除渣系統(tǒng)水量和鹽量平衡的電廠，如水源Cl-濃度低、燒低氯煤的沿江直流冷卻型電廠。

2.2.2 干灰調濕、灰場蒸發(fā)

脫硫廢水可用于干灰調濕，根據《發(fā)電廠節(jié)水設計規(guī)程》（DL/T 5513—2016），干除灰系統(tǒng)調濕水量宜按灰量的20%確定。干灰調濕灰中SO3、MgO、氯和重金屬等含量增加，可能影響灰的綜合利用（如制水泥、制磚等）〔29〕。干灰調濕消耗脫硫廢水的技術適用于灰渣綜合利用條件差且有大面積灰場的電廠，如內蒙古、東北和西北地區(qū)的電廠。機械霧化蒸發(fā)塘處理脫硫廢水成本低，適用于西北干旱地區(qū)〔30〕；此技術灰場需要作防滲處理，以防污染地下水，以及需考慮鹽分蒸發(fā)對灰場周圍植被的影響。

2.3 脫硫廢水零排放技術路線

脫硫廢水零排放技術路線一般為“預處理+濃縮減量+固化”。

2.3.1 預處理技術路線

由表1可知，脫硫廢水Ca2+、Mg2+、硅濃度較高，各廠Ca2+濃度相差不大，Mg2+濃度相差非常大，且Mg2+濃度一般高于Ca2+濃度。脫硫廢水Mg2+主要來源于脫硫用石灰石，各地區(qū)石灰石中鎂含量相差很大。脫硫廢水預處理的目的主要是去除Ca2+、Mg2+、硅和懸浮物等，降低后續(xù)處理系統(tǒng)結垢、污堵風險，保證后續(xù)系統(tǒng)運行穩(wěn)定。

（1）化學軟化。常用的化學軟化藥劑為NaOHNa2CO3和Ca（OH）2-Na2CO3〔31〕，2種藥劑均對Ca2+和Mg2+有較高的去除率，出水總硬可低于1.0 mmol/L。NaOHNa2CO3藥劑中Na2CO3加藥量小，對硅去除率低，生成的沉淀物沉降效果差；由于Na2SO4商品價格遠低于Na2CO3，可采用Na2SO4代替部分Na2CO3；限于CaSO4的溶度積和離子效應，常采用NaOH-Na2SO4-Na2CO3聯合軟化去除Ca2+。此外，還可采用脫硫吸收塔煙氣中的CO2去除脫硫廢水中的Ca2+〔32〕。

（2）固液分離。脫硫廢水中殘留的懸浮物和化學軟化產生的沉淀物，需進行固液分離將其從水中去除。常見的固液分離方法有2類，混凝沉淀和管式微濾膜（TMF）。混凝沉淀去除懸浮物的能力有限，一般出水濁度＜5 NTU，不滿足反滲透（RO）脫鹽系統(tǒng)進水水質要求，因此混凝沉淀常常需與過濾單元聯用。TMF以膜兩側壓力差為推動力，采用錯流過濾的方式進行固液分離，已有學者對TMF在脫硫廢水中的應用進行了研究，TMF出水可滿足RO進水要求〔33-34〕，但是需要考慮有機物和Mg2+等對TMF的污染。

由于脫硫廢水Ca2+、Mg2+和SO42-濃度高且水質波動大，軟化藥劑加藥控制和澄清池排泥無法完全適應其水質，造成現有脫硫廢水零排放工程運行過程中存在出水殘余結垢離子濃度較高、達不到設計要求的問題，導致后續(xù)膜濃縮或固化系統(tǒng)存在結垢風險。

2.3.2 減量技術路線

減量的主要目的是減少后續(xù)蒸發(fā)固化的處理量，降低處理成本，同時回收水資源。

（1）膜濃縮減量。

用于濃縮脫硫廢水的膜分離技術主要有RO、正滲透（FO）、電滲析（ED）和膜蒸餾（MD）。RO濃縮后濃水TDS質量濃度一般為60 000～100 000 mg/L，遠低于可實現結晶固化要求的TDS質量濃度（＞200 000 mg/L），而FO、ED和MD投資成本高，因此，一般先用RO對脫硫廢水進行預濃縮，RO濃水再經FO、ED和MD濃縮至可結晶固化水平，以降低投資成本。RO按結構形式可分為海水反滲透（SWRO）、碟管式反滲透（DTRO）和震動膜RO。各膜工藝技術對比如表3所示。

由表3可知，除震動膜工藝外，其余膜濃縮工藝均需要設置軟化預處理單元，軟化預處理效果直接影響膜系統(tǒng)的穩(wěn)定運行。由于脫硫廢水結垢離子濃度非常高，軟化預處理效果略有下降，軟化預處理出水中殘留的Ca2+濃度高，容易導致膜系統(tǒng)濃水側迅速結垢污堵。目前，震動膜工藝在脫硫廢水濃縮處理領域還沒有實際投運的工程案例。此外，目前國內脫硫廢水膜濃縮工程基本沒有單獨設置有機物去除單元，但是部分電廠脫硫廢水有機物濃度較高，有機物對高鹽廢水膜濃縮系統(tǒng)污堵的影響值得進一步關注。

表3 膜濃縮工藝技術特點對比Table 3 Comparison of various membrane concentration techniques

（2）熱法濃縮減量。

目前應用最廣泛的熱法濃縮工藝為多效蒸發(fā)（MED）技術和機械式蒸汽再壓縮（MVR）技術。

MED將蒸汽的熱能進行循環(huán)并多次重復利用，以減少熱能消耗、降低成本。雖然MED把前效產生的二次蒸汽作為后效的加熱蒸汽，但第一效仍然需要不斷補充大量新鮮蒸汽，并且末效產生的二次蒸汽還需要冷凝水冷凝，整個蒸發(fā)系統(tǒng)比較復雜。另外，效數增加，設備費用會相應增加，每一效的傳熱溫差損失也會增加，使得傳熱溫差減小，設備的生產強度下降，一般最多只做到四段。四段MED蒸汽耗量為0.35 t/m3，電耗為10～15 kW·h/m3，已應用于廣東河源電廠零排放系統(tǒng)。

MVR通過蒸汽壓縮機將二次蒸汽壓縮，充分利用二次蒸汽的潛熱替代新鮮蒸汽，且無需二次蒸汽冷卻系統(tǒng)，可節(jié)約大量冷卻水，從而達到節(jié)能和降低運行成本的目的。MVR濃縮液鹽質量濃度可達250 g/L。MVR在運作過程中幾乎無需額外補充新鮮蒸汽，電耗也僅來自驅動蒸發(fā)器內廢水、蒸汽、冷凝水循環(huán)和流動的水泵、蒸汽泵和控制系統(tǒng)，約為20～46 kW·h/m3〔39〕。由于MED需要不斷消耗蒸汽，而MVR僅運行初期消耗蒸汽，運行過程中不消耗蒸汽，蒸汽按200元/t、電價按0.5元/（kW·h）計，MED和MVR噸水運行成本分別約為75元和15元，MVR綜合運行成本低于MED。MVR已應用于廣東佛山三水恒益電廠和湖北國電漢川電廠脫硫廢水零排放系統(tǒng)。

熱法濃縮是當今的研究熱點，出現了較多新技術，如負壓低溫多效蒸發(fā)濃縮、煙氣余熱閃蒸濃縮和載氣萃取等〔40-42〕。其中，負壓低溫多效蒸發(fā)濃縮和煙氣余熱閃蒸濃縮可將脫硫廢水鹽質量濃度濃縮至150 000 mg/L以上，2種工藝均不需要軟化預處理，通過晶種法防垢，但由于脫硫廢水水質復雜，其防垢效果有待驗證；載氣萃取可將脫硫廢水鹽質量濃度濃縮至250 000 mg/L，對進水結垢離子濃度要求較高，需要軟化預處理，已在江蘇某電廠有實際運行的工程案例。

（3）煙氣脫氯減量。

脫硫廢水水量一般由吸收塔內脫硫漿液中的Cl-濃度確定，而脫硫漿液中的Cl-大部分來源于煙氣，因此可通過降低煙氣中氯含量減少脫硫廢水水量。已有學者提出向空氣預熱器后煙道內噴入堿液，堿液與煙氣中的HCl反應生成的產物被吸附到飛灰上，在除塵單元隨飛灰一起脫除；當HCl被大量脫除后，脫硫廢水排放量將大幅度降低，經計算脫硫廢水可減量約70%〔43〕。該方法目前正在開展現場中試試驗研究，還沒有實際運行的工程案例。

2.3.3 固化技術路線

脫硫廢水固化一般包括結晶器固化和煙氣蒸發(fā)固化。

（1）結晶器固化。

工程應用的主要結晶技術有MED和MVR。結晶方式分為加晶種和不加晶種2種形式。晶種法蒸發(fā)結晶工藝較傳統(tǒng)蒸發(fā)結晶工藝增加了晶種強制循環(huán)蒸發(fā)器，在運行過程中通過向系統(tǒng)投加誘導晶種并保持一定濃度，誘導晶核生成。晶種法蒸發(fā)結晶工藝通過降低成核勢壘、晶核優(yōu)先附著在誘導晶種表面、成垢離子在濃度差的作用下向晶種表面擴散等三方面的作用，避免在結晶器壁面結垢〔44〕，因此該工藝無需對脫硫廢水進行嚴格的化學軟化預處理。

預處理濃縮后的脫硫廢水主要含有Cl-、SO42-、Na+，直接結晶產生的結晶鹽大多屬雜鹽，雜鹽分離提純可分為膜法和熱法鹽硝聯產法。膜法通過納濾膜對SO42-進行截留，但是納濾膜對SO42-仍有一定的透過率，很難完全實現鹽的提純分離。熱法鹽硝聯產法根據鹽硝溶液高溫析硝、低溫析鹽的特點，并結合母液自身循環(huán)工藝，從而實現“母液回收、鹽硝聯產”，但Cl-和SO42-濃度比例變化、有機物等影響鹽硝分離效果。

（2）煙氣蒸發(fā)固化。

煙氣蒸發(fā)固化工藝可分為主煙道余熱蒸發(fā)和旁路煙氣蒸發(fā)。

主煙道余熱蒸發(fā)工藝是將脫硫廢水直接噴入主煙道內霧化的工藝。脫硫廢水經廢水泵送至除塵器前煙道，并采用霧化噴嘴噴射，利用煙氣熱量將霧化后的脫硫廢水進行水分蒸發(fā)，廢水中的鹽以固體物質的形式（重金屬、雜質以及各種金屬鹽等）和飛灰一起隨煙氣經過除塵器，顆粒物被捕捉下來隨灰一起外排。該工藝系統(tǒng)簡單，投資和運行費用低，但在有限的時間和空間內，脫硫廢水能否完全蒸發(fā)完畢且不結垢堵塞煙道是實現該方法工程應用的關鍵，大量學者對煙道蒸發(fā)特性進行了數值模擬〔45-47〕。

旁路煙氣蒸發(fā)工藝將預處理濃縮后的脫硫廢水噴入旁路設置的蒸發(fā)器中，被從省煤器后、空預器前主煙道引入的高溫煙氣蒸發(fā)，蒸發(fā)后的煙氣回到除塵前主煙道內，部分鹽分與煙氣中的灰結合后落入蒸發(fā)器底部的灰斗內，再輸送至灰?guī)靸?，部分隨煙氣進入除塵器被捕集，從而實現脫硫廢水固化〔48-50〕。該工藝系統(tǒng)簡單，處理水量大，單臺300 MW機組蒸發(fā)水量可達到4 m3/h，且該系統(tǒng)可與主煙道隔離，不影響主煙道煙氣系統(tǒng)正常運行。該技術已在山東某電廠進行工程示范，多個電廠正在建設旁路煙氣蒸發(fā)系統(tǒng)。

2.4 脫硫廢水處理過程中污泥處置技術路線

2.4.1 達標處理過程中重金屬污泥減量與處置

通過沉淀法去除脫硫廢水中重金屬會產生含有重金屬的污泥，該污泥處理費用高，可通過工藝優(yōu)化減少含重金屬污泥量：（1）提高預沉設備效果，降低進入重金屬去除單元的固體含量，預沉設備污泥成分為硫酸鈣的水合物，可回收至石膏脫水系統(tǒng)，與脫硫石膏一起外售，但是需注意預沉設備污泥石膏粒度小，易堵塞真空皮帶，造成石膏脫水系統(tǒng)運行不正常的問題；（2）選用螯合作用強的金屬沉淀物，使脫硫廢水中重金屬沉淀物在硫酸、硝酸混合酸中浸出濃度小于《危險廢物鑒別標準浸出毒性鑒別》（GB 5085.3—2007）規(guī)定的危害成分濃度限值，產生的污泥作為一般工業(yè)固體廢物處置，降低污泥處置費用。

2.4.2 零排放預處理過程中污泥綜合利用與處置

零排放預處理過程中的污泥來源于化學軟化過程，可對Mg2+和Ca2+分步沉淀。Ca2+沉淀生成的CaCO3可作為脫硫劑在廠內使用，但需滿足脫硫劑中CaCO3質量分數大于90%的要求〔51〕；Mg2+沉淀生成的Mg（OH）2在滿足《菱鎂礦質量標準》（YB 321—1981）的規(guī)定后，可作為鎂原材料實現資源化利用。

3 結語與展望

排污許可證制度是對企業(yè)許可證內容進行動態(tài)管理的制度，根據國家地方環(huán)保標準的變化對排放要求進行調整。未來脫硫廢水處理技術可從以下方向開展研究：

（1）目前脫硫廢水“三聯箱-澄清”工藝加藥種類多達5種，加藥系統(tǒng)復雜，而脫硫廢水水質波動較大，出水難以穩(wěn)定達標。脫硫廢水重金屬穩(wěn)定達標和重金屬污泥無害化處置，以及F-、COD和氨氮達標處理技術和高效反應器需進一步研究。

（2）基于節(jié)水和廢水治理的需求，越來越多的電廠使用中水作為生產水源、將循環(huán)水排污水和RO濃水作為脫硫工藝用水，造成當前電廠脫硫廢水有機物濃度普遍升高，而關于脫硫廢水中有機物對濃縮、蒸發(fā)結晶的影響鮮有研究。

（3）膜濃縮存在膜污染、難以穩(wěn)定運行的問題，熱法濃縮存在投資和運行費用高的問題，煙氣脫氯減量工藝需要通過實際工程試驗分析堿液對煙氣凈化系統(tǒng)效果的影響和廢水減量效果。

（4）采用結晶工藝需考慮鹽的處置，以及需通過工藝優(yōu)化避免產生二次污染物；目前旁路煙氣蒸發(fā)工藝系統(tǒng)簡單、無固廢處置問題，是當前脫硫廢水固化的主流工藝。