濕法煙氣脫硫漿液氯離子質量濃度模擬計算與優化運行

陳向陽，曹建宗，樊帥軍，陳文通，要亞坤，劉道寬，馬雙忱

（1.華北電力大學（保定）環境科學與工程系，河北 保定 071003；2.深能保定發電有限公司，河北 保定 072150）

典型石灰石-石膏濕法脫硫工藝是一個氣液化學吸收工藝，其原理是利用石灰石作吸收劑與煙氣中的SO2發生化學反應，反應生成的亞硫酸鈣被氧化空氣氧化并結晶后生成CaSO4·2H2O，經脫水后得到脫硫副產品石膏，從而達到脫除煙氣中SO2的目的。脫硫系統工況復雜，系統內冷熱交替，酸堿交融，氣液固三相傳質劇烈，若要維持脫硫系統穩健運行，需要脫硫系統內各物種各司其職，有機配合[1]。

運行發現，脫硫漿液中氯離子很容易富集，不僅會增加產生石膏的含氯量，影響脫硫石膏品質，還會干擾脫硫塔內的主要反應，造成反應紊亂，脫硫率下降，嚴重時還會造成設備腐蝕、漿液起泡等問題，使脫硫運行經濟性大幅降低[2-4]。目前，國內學者針對漿液氯離子的研究主要停留在氯離子對脫硫系統的影響分析上。如周廣瑞[5]針對高濃度氯離子對脫硫系統的影響進行了詳細分析，朱思潔[6]通過實驗室研究，明確了含鹽水對脫硫系統的影響。脫硫系統漿液排出泵的啟停與漿液氯離子濃度有關[7]，但由于脫硫漿液的水質復雜，目前尚無氯離子濃度的在線測量儀表，無法實現漿液氯離子濃度的實時監測[8]。此外，氯離子質量濃度相關計算數據測量也有諸多不便，針對氯離子的計算大多停留在物料平衡角度。如吳怡衛[9]對燃煤電廠吸收塔氯的物料平衡進行了分析計算；馬雙忱等[10]對傳統脫硫系統及增設旁路蒸發系統后脫硫系統中的水平衡和氯平衡進行了對比研究；寧翔等[8]在物料守恒的基礎上，建立了漿液氯離子濃度富集模型并計算了某600 MW 機組脫硫系統氯離子富集速率和時間。

國內還沒有針對漿液氯離子質量濃度模擬計算的相關研究。本文根據漿液排出泵啟停情況及電廠DCS 監測數據，以物料守恒為基礎，結合迭代算法建立了吸收塔漿液氯離子質量濃度計算模型。該模型可以實現漿液氯離子質量濃度的實時模擬，對火電廠實現精細化管理，適時補水排污，減少脫硫廢水外排量，優化脫硫系統運行有重要的工程應用價值。

1 漿液氯離子質量濃度計算模型

脫硫系統內氯離子的遷移與系統內的水循環密切相關。模型以某電廠350 MW 機組的運行工況為基礎，首先對脫硫系統的水氯循環進行分析；然后根據電廠漿液排出泵的運行周期，建立漿液氯離子質量濃度計算模型；根據電廠實際數據，對漿液內氯離子質量濃度進行計算。

1.1 水氯循環分析

水作為氯離子的一個重要載體，脫硫系統內的氯循環往往伴隨著水循環進行[11]，不同電廠脫硫系統水循環大致相同。某電廠脫硫系統水循環示意如圖1 所示。根據脫硫系統實際情況，當漿液密度增長到一定量時，漿液排出泵開始運行，把一定量漿液輸送到石膏旋流器中，經過石膏旋流器分離，含固量較低的漿液成為頂流，頂流進入回用水箱；旋流器底流進入真空皮帶機分離出一定含水量的脫硫石膏，一部分含固量大的濾液返回塔內，其余濾液均進入回用水箱儲存，按需與石灰石粉配置為石灰石漿液，回用水箱部分水進入廢水旋流器，經分離后底流返回吸收塔，頂流即為脫硫廢水。此外，吸收塔方面，除霧器沖洗水與原煙氣攜帶水不斷輸入塔內，大量蒸發水隨煙氣帶出。當漿液密度減少到一定量時，漿液排出泵停止運行，脫硫系統停止產生脫硫廢水和石膏，此時，除霧器沖洗水與原煙氣攜帶水不斷輸入吸收塔，大量蒸發水輸出吸收塔。由于回用水箱的儲存量有限，當回用水箱儲水量不足時，需要用工藝水配置石灰石漿液。

圖1 某電廠脫硫系統水循環示意Fig.1 Schematic diagram of the water cycle of desulfurization system in a power plant

漿液排出泵運行階段，雖然吸收塔中的漿液在石膏旋流器、廢水旋流器、真空皮帶機等設備中經過復雜的循環，但吸收塔以外輸出脫硫系統的氯離子只有脫硫石膏和廢水兩條路徑，其余氯離子均返回吸收塔。而漿液排出泵停運階段，氯離子則在吸收塔中富集。因此，在進行氯離子質量濃度計算時，僅考慮脫硫系統整體輸入輸出部分即可。

根據物料守恒原理，任意時刻脫硫系統漿液氯離子質量流量變化量ΔqCl（kg/h）為：

1）工藝水帶入氯離子質量流量

2）石灰石帶入氯離子質量流量

3）入口煙氣帶入氯離子質量流量

式中：Vin為入口煙氣體積流量，m3/h；CCl,in為入口煙氣氯離子質量濃度，mg/m3；

4）出口煙氣帶出氯離子質量流量

式中：Vout為出口煙氣體積流量為出口煙氣氯離子質量濃度，mg/m3；

5）脫硫廢水帶出氯離子質量流量

式中：mf為工藝水質量流量，t/h；CCl,f為脫硫廢水氯離子質量濃度，mg/L；ρf為脫硫廢水密度，kg/m3。

6）脫硫石膏帶出氯離子質量流量

1.2 建立漿液氯離子質量濃度計算模型

1.2.1 模型假設

目前，國內大型火力發電廠均實現了廠級DCS數據監控，為模型計算提供了充足的數據基礎[12-13]。在指定的任意時刻，若吸收塔漿液體積和漿液的氯離子質量濃度確定，則之后的任意時刻，從吸收塔內流入和流出吸收塔的氯離子質量流量可以通過電廠DCS 提供的相關數據進行迭代計算，此時若確定吸收塔漿液體積，即可以求出該時刻的漿液氯離子質量濃度。

基于對脫硫系統水氯循環的分析及電廠實際情況，做出如下合理假設：

1）為保證一定的計算精度，模型選取1 min 為計算步長。

2）一般情況下，根據實際需要排放脫硫廢水與脫硫石膏，不同時間的廢水與石膏排放的質量流量并不相同。而所研究電廠缺少脫硫廢水與脫硫石膏流量的實時監測，為方便計算，采用脫硫廢水與脫硫石膏的平均質量流量進行模型計算。

3）石膏旋流器、廢水旋流器、真空皮帶機、回用水箱及相關輸送設備中的漿液量相比于吸收塔中的漿液量較少。為方便計算，忽略這些設備中總氯離子質量的變化。

4）由于真空皮帶機沖洗水來源于工藝補充水，含氯較低，造成回用水箱中濾液的氯離子質量濃度實際上比漿液中氯離子質量濃度低。因此，脫硫廢水的氯離子質量濃度實際上略低于漿液中氯離子濃度。假設脫硫廢水氯離子質量濃度與脫硫漿液氯離子質量濃度之間有線性關系。

5）認為吸收塔內漿液氯離子質量濃度與密度均勻一致，不考慮脫硫系統出現故障情形。

1.2.2 模型建立

從任意時刻開始，若已知吸收塔初始漿液體積及漿液中氯離子質量濃度，可計算漿液中初始氯離子質量：

式中：(MCl)0為漿液初始氯離子質量，kg；V0為初始漿液體積，m3；(CCl,j)0為漿液初始氯離子質量濃度，mg/L。

根據水氯循環分析可知，漿液排出泵運行階段與停運階段脫硫系統工作狀態存在差異。在漿液排出泵運行階段，吸收塔向外排放廢水及石膏，以維持整個周期的氯平衡、水平衡和固平衡，此階段吸收塔氯的來源有原煙氣帶入、除霧器沖洗水帶入、真空皮帶機沖洗水帶入和石灰石漿液帶入，而氯的輸出有煙氣帶出、廢水帶出、石膏帶出[14]。在漿液排出泵停運階段，吸收塔氯離子積累，吸收塔不向外排放脫硫廢水和石膏，此階段吸收塔氯離子的來源有原煙氣帶入、除霧器沖洗水帶入和石灰石漿液帶入，而氯的輸出只有煙氣帶出。為區分漿液泵的工作狀態，引入變量a（ii表示從初始時刻開始的第i分鐘），ai為0 表示漿液排出泵停運，ai為1 表示漿液排出泵運行。

第i分鐘漿液中氯離子質量(MCl)i（kg）為：

漿液總體積根據液位計算，第i分鐘漿液體積Vi(m3)為：

式中：R為吸收塔直徑，m；hi為第i分鐘吸收塔液位，m。

則第i分鐘漿液氯離子質量濃度(CCl,j)i(mg/L)為：

1.2.3 模型未知量求解

由式(2)—式(11)可知，計算漿液氯離子質量濃度，必需對未知量進行求解，其中為電廠DCS 監測數據。

1）石灰石質量流量計算

石灰石粉與工藝水或濾液按3:7 的質量比配置為石灰石漿液，則石灰石粉占石灰石漿液的質量分數為30%，石灰石進入吸收塔的質量流量（t/h）為：

2）脫硫石膏質量流量計算

實際生產中，石膏里會混雜煙氣中的飛灰、未反應的石灰石、石灰石中的雜質以及水分[15]，則脫硫石膏的實際產量為：

吸收塔單位時間內脫除的SO2物質的量（mol/h）為：

式中：Cash,in為入口煙氣攜帶的飛灰質量濃度，mg/m3；Cash,out為出口煙氣攜帶的飛灰質量濃度，mg/m3。Cash,in和Cash,out均為DCS 監測數據。

未反應的石灰石質量和石灰石中的雜質總質量流量(mremain)i（t/h）為：

聯立式(13)—(18)即可求得吸收塔1 min 產生的脫硫石膏質量流量。脫硫石膏的質量流量使用平均流量計算，因此當漿液排出泵運行時脫硫石膏平均質量流量為：

式中：t為計算時長，min。

3）脫硫廢水質量流量及氯離子質量濃度計算

對于考察對象的目標電廠，脫硫廢水排放量缺少實時監測，根據假設采用脫硫廢水平均質量流量計算，脫硫廢水平均質量流量mf（t/h）為：

式中：mf,z為計算時間范圍內脫硫廢水總排放量，t。

脫硫廢水氯離子質量濃度隨漿液氯離子質量濃度的變化而變化，故必須考慮脫硫廢水氯離子質量濃度的變化。根據模型假設，廢水氯離子質量濃度CCl,f（mg/L）為：

式中：ωf為比例系數，%。

4）工藝水質量流量計算

通常工藝水通過除霧器沖洗水、真空皮帶機沖洗水和部分石灰石漿液攜帶等進入脫硫系統。該電廠未對所有進入脫硫系統的工藝水相關設備配備流量計，無法準確統計進入脫硫系統的工藝水質量流量。本模型通過物料衡算間接求得進入脫硫系統的工藝水量。

忽略吸收塔漿液因吸收二氧化硫與粉塵和釋放二氧化碳而引起的質量變化，根據質量守恒原理，工藝水的質量流量等于漿液質量變化量+吸收塔因蒸發損失水的量－吸收塔中石灰石進入量+吸收塔排出脫硫廢水量+吸收塔排出脫硫石膏的量。工藝水質量流量為：

式中：ρ為漿液密度，是DCS 監測數據，kg/m3；mz為蒸發水質量流量，t/h。

水的蒸發量可根據熱平衡計算。吸收塔內一部分組分吸收熱量僅有溫度變化而沒有相變，表現為顯熱；而一部分水吸收熱量不僅發生溫度變化，而且發生相變化，表現為顯熱和潛熱。液態水的焓值變化hl和水蒸氣的焓值變化hg分別為[16]：

式中：tl為水的溫度，K；tg為水蒸氣溫度，K。

通過熱量衡算可得，蒸發水焓值變化量等于煙氣和氧化空氣焓值變化量，則蒸發水質量流量(mz)i（t/h）為：

式中：T1為入口煙氣溫度，K；T2為出口煙氣溫度，是DCS 監測數據，K；T3為氧化空氣溫度，是DCS監測數據，K；cp1為煙氣平均比定壓熱容，kJ/(m3·K)；cp2為氧化空氣平均比定壓熱容，kJ/(m3·K)。

2 某電廠實際運行工況的模型求解

2.1 數據來源

對某電廠350 MW 機組4 月份漿液氯離子質量濃度進行模擬。期間鍋爐及相關配套設施運行穩定，煤質與吸收劑相關參數變化小，運行期間發電機有效功率在190～340 MW 間浮動，有效功率基本維持在250 MW 附近，日均廢水排放量69.6 t，日均使用工藝水量820.9 t，數據有一定代表性。根據4 月1 日漿液氯離子質量濃度的實驗測定，1 號塔漿液氯離子質量濃度為27 446.2 mg/L。以此為初始值，模型計算所需的12 個DCS 監測參數和波動范圍見表1。

表1 DCS 監測參數波動范圍Tab.1 Fluctuation range of the DCS monitoring parameters

電廠監測系統測量值易受溫度、濕度等因素影響而發生漂移，模型計算前首先使用指數滑動平均技術（EMA）對原始數據進行降噪，EMA 可以使得數據輸入更重視變化趨勢而不是瞬時振蕩，使模型計算更加精確[17]。以漿液液位為例，對其數據EMA降噪處理結果如圖2 所示。

圖2 漿液液位EMA 降噪處理結果Fig.2 The EMA noise reduction treatment result of slurry level

另外，對于不方便測量的部分參數，模型計算時可根據電廠的歷史測量確定，并認為隨時間變化保持恒定，相關參數見表2。

表2 脫硫系統相關參數Tab.2 Relavent parameters of the desulfurizations system

2.2 模型求解

基于電廠實際運行數據的漿液氯離子質量濃度計算結果如圖3 所示。由圖3 可見，與該電廠4 月不定期實驗測定漿液氯離子質量濃度對比發現，實驗測量值與模型計算結果基本吻合，整體上均呈現先下降后平穩的趨勢，平均誤差為4.44%，一定程度上說明了模型的有效性。

圖3 漿液氯離子質量濃度隨時間變化曲線Fig.3 Variation curve of mass concentration of chloride ion in slurry with time

由于吸收塔中的漿液量巨大，短時間內氯離子量的變化通常微不足道，當脫硫系統氯離子輸出與輸入基本相同時，吸收塔內總氯量基本恒定。漿液氯離子質量濃度的主要影響因素為吸收塔內漿液體積，漿液體積越大，漿液氯離子質量濃度越低。漿液氯離子質量濃度與漿液體積隨時間變化曲線如圖4 所示。

圖4 漿液氯離子質量濃度與漿液體積隨時間變化曲線Fig.4 Variation curve of slurry volume and mass concentration of chloride ion in slurry with time

由圖4 可見，15 000 min 之后漿液總氯離子質量基本保持恒定，漿液氯離子質量濃度變化曲線大體上與漿液體積變化曲線呈對稱關系，即當漿液量急劇減少時，漿液氯離子質量濃度急劇增多。當漿液總氯量在一段時間內發生急劇減少或增加時，漿液體積與輸入氯源和輸出氯源之間的差值共同對漿液氯離子質量濃度起主導作用。圖4 中15 000 min 之前漿液氯離子質量濃度整體呈下降趨勢，其主要原因為廢水排放量的增多。

3 模型分析

3.1 結果分析

如前所述，吸收塔內氯離子的主要來源有原煙氣帶入、工藝水帶入和石灰石漿液帶入，而氯離子的去向主要有煙氣帶出、脫硫廢水帶出和脫硫石膏帶出。對4 月份吸收塔的凈輸入總氯和凈輸出總氯做定量分析，結果如圖5 所示。

圖5 不同組分在凈輸入總氯或凈輸出總氯中的占比Fig.5 Proportion of different components in net input total chlorine or net output total chlorine

由圖5a)可知，工藝水是吸收塔中氯離子的最主要來源，其次是原煙氣帶入，石灰石帶入氯十分微少。為了節省水資源成本，該電廠使用經循環冷卻水濃縮后的排污水作為水源，水質較差，脫硫用水中氯離子質量濃度在1 500 mg/L 左右，而吸收塔每天需要補充大量工藝水以維持水平衡，使工藝水成為了吸收塔氯離子的最主要來源。原煙氣中氯離子主要以Cl2和HCl 形式存在，它們在煙氣中的含量取決于它們在燃料中的含量[18]，由于使用的煤品質較好，煤中氯質量分數約為0.009%，所以煙氣帶入氯在凈輸入總氯中的占比相對較低。石灰石含氯量較低且用量較少，實際帶入吸收塔的氯并不多。

由圖5b)可知，脫硫廢水是吸收塔中氯離子的最主要去向，其次是脫硫石膏帶出，凈煙氣帶出氯占比較少。目前，最有效的控制漿液氯離子質量濃度的方法即是排放廢水，由于漿液平均氯離子質量濃度偏高，脫硫廢水氯離子質量濃度也維持在較高水平，因此脫硫廢水的氯離子實際排放量并不高。脫硫石膏帶出氯離子也在吸收塔凈輸出氯離子中占有較大比重，主要原因是該電廠石膏品質較差，其氯離子質量濃度高達4 500 mg/L，遠高于現行標準。可通過降低漿液氯離子質量濃度及增加沖洗水量來降低石膏中氯離子質量濃度，但勢必增大廢水排放量，實際應用時還需綜合考慮。

3.2 情景分析

影響脫硫系統氯富集的因素是多方面的，本文結合電廠的運行特點，分別從系統中氯離子的主要來源與去向展開研究，并給出對應優化運行建議。

3.2.1 入口煙溫及工藝水氯含量對廢水排放量的影響

由3.1 節可知，工藝水對系統總氯量的貢獻達75%左右，其比重遠高于原煙氣帶入氯和石灰石帶入氯。若從源頭控制氯的輸入，減少工藝水帶入氯，一方面可控制工藝水的氯離子質量濃度[19]，另一方面可通過利用煙氣的余熱來降低入口煙溫，以減少吸收塔的蒸發水量，進而減少進入吸收塔的工藝水總量[20]。不同入口煙溫日廢水排放量隨工藝水氯粒子質量濃度變化如圖6 所示。

圖6 不同入口煙溫廢水排放量隨工藝水氯離子質量濃度變化Fig.6 Variation of wastewater discharge with mass concentration of chloride ions in process water at different inlet flue gas temperatures

由圖6 可見：不同入口煙溫下，工藝水氯離子質量濃度與吸收塔日均排放廢水量近似呈線性關系；且入口煙溫越大，工藝水氯離子質量濃度越大，煙溫對廢水排放量影響越顯著。電廠使用循環冷卻水的排污水作為水源，水中氯離子質量濃度較大，可增設預處理裝置，降低水中的含鹽量；同時可以考慮降低入口煙溫，采用低溫煙道蒸發及高溫煙道旁路蒸發等技術充分利用煙氣余熱，一方面可實現脫硫廢水的濃縮，達到近零排放，另一方面減少吸收塔水汽的蒸發，降低工藝水的補充[21-23]。

3.2.2 比例系數及石膏氯含量對廢水排放量的影響

該電廠石膏品質較差，石膏氯離子質量濃度有時高達4 500 mg/L，對進一步利用脫硫石膏有較大影響。一般可通過增加石膏濾餅沖洗水的水量降低氯離子質量濃度[24-25]。但在不調整當前設備的情況下，增加濾餅沖洗水量將對回用水箱中的水產生稀釋作用，將降低廢水氯離子質量濃度與漿液氯離子質量濃度之間的比例系數，增加廢水的排放。結合電廠實際工況，模型計算了不同比例系數下日廢水排放量隨脫硫石膏氯離子質量濃度變化如圖7 所示。

圖7 不同比例系數下廢水排放量隨脫硫石膏氯離子質量濃度變化Fig.7 Variation of wastewater discharge with mass concentration of chloride ion in desulfurization gypsum at different proportional coefficients

由圖7 可見：在不同比例系數下，脫硫石膏氯離子質量濃度與吸收塔日均排放廢水量近似呈線性關系；比例系數越小，曲線斜率越大，且相同石膏氯離子質量濃度條件下，比例系數越小廢水排放量明顯增大，說明比例系數對脫硫廢水有很大影響。建議直接將石膏旋流器頂流引入廢水旋流器中，產生脫硫廢水排放。這一方面避免了現行系統運行流程中沖洗水對過濾水的稀釋作用，大大提高比例系數，有效減少廢水的排放；另一方面，可增加脫硫石膏的沖洗水量而不影響比例系數，降低石膏的氯離子質量濃度，提高石膏品質。

4 模型討論

前文主要基于4 月現場數據對封閉的脫硫系統氯平衡進行了分析。在實際運行中，其他因素或脫硫塔之外的其他裝置對水、氯平衡也存在影響。而水平衡的重要因素脫硫塔水位的主要影響因素有煙氣量、煙溫和負荷[26]。煙溫及煙氣量會影響蒸發量，同時蒸發量變化會影響吸收塔補水量，吸收塔補水量變化后改變脫硫塔來水氯離子質量濃度；負荷變化會造成除系統補水變化之外煙氣量的變化，從而對氯平衡造成影響。

為此本節基于氯平衡與液位控制的脫硫系統水平衡運行方式，討論負荷與氣溫變化下全廠水平衡、循環水塔蒸發與排污、低低溫除塵裝置、脫硫蒸發裝置、脫硫廢水深度裝置運行方式這5 個因素對全廠水平衡的影響。

1）氣溫變化對全廠水平衡的影響

電廠冬夏季對脫硫廢水消納能力差距顯著，根據循環水塔池內氯離子質量濃度、吸收塔漿液氯離子質量濃度與每天工藝水箱補水量計算脫硫廢水產生量，使得脫硫廢水產生量與消納能力盡可能匹配。

2）循環水塔蒸發與排污對全廠水平衡的影響

目前，某電廠循環塔池補水量、蒸發量與排污量與理論計算結果相符，全廠水平衡控制良好。

3）低低溫除塵裝置對全廠水平衡的影響

低低溫除塵裝置主要影響脫硫系統水平衡。通過降低煙氣溫度，使煙氣量和脫硫系統補水率降低[27]。

4）脫硫蒸發裝置對全廠水平衡的影響

脫硫蒸發裝置對吸收塔的水平衡和氯平衡都存在影響。脫硫蒸發裝置會造成煙溫降低和煙氣含濕量增加，減少脫硫系統水耗；此外，脫硫廢水蒸發還會造成一定程度的氯揮發[28]。

5）脫硫廢水濃縮裝置運行對全廠水平衡的影響

脫硫廢水濃縮裝置通過影響濃縮后廢水質量濃度和體積，影響脫硫廢水蒸發時的氯平衡和水平衡。

脫硫廢水模型根據已有4 月份數據進行迭代，計算出吸收塔內氯離子質量濃度。在此模型的基礎上，考慮以上5 個因素對吸收塔氯平衡和液位控制的影響，增加與這5 個因素相關的現場數據并輔以理論分析，對現場運行有更重要的參考價值。目前，循環水塔池氯離子濃縮10 倍左右，吸收塔漿液中氯離子質量濃度控制在22 000 mg/L 左右時，脫硫廢水排放量與吸收塔氯離子可控制在較好水平。

5 結論

1）本文建立了吸收塔漿液氯離子質量濃度計算模型，結合某電廠350 MW 機組4 月份實際運行工況，研究發現模型模擬結果與該電廠不定期漿液氯離子質量濃度的實驗測量值基本一致，平均誤差為4.4%，驗證了模型的有效性。該模型可以實現漿液氯離子質量濃度的實時模擬，可為脫硫系統精細化、智能化管理提供了理論依據。

2）工藝水是吸收塔中氯的最主要來源，其次是原煙氣帶入，石灰石帶入氯最少。脫硫廢水則是吸收塔中氯的最主要去向，其次是脫硫石膏帶出，凈煙氣帶出氯最少。

3）在不同入口煙溫下，工藝水氯離子質量濃度與吸收塔日均排放廢水量近似呈線性關系，且入口煙溫越大，曲線斜率越大。建議對進入吸收塔的工藝水進行預處理，同時采用低溫煙道蒸發及旁路蒸發等技術充分利用煙氣余熱優化脫硫系統運行。在不同比例系數下，脫硫石膏氯離子質量濃度與吸收塔日均排放廢水量近似呈線性關系，比例系數越小，曲線斜率越大，且比例系數對脫硫廢水有顯著影響。建議一方面增大脫硫石膏濾餅沖洗水的用量，改善石膏品質，另一方面調整脫硫系統水循環流程，直接將石膏旋流器頂流引入廢水旋流器，以達到廢水減排的目的。