陳程，陳鑫，徐鳳，吳斌，李元媛，陸規(guī)

（1 中國能源建設集團江蘇省電力設計院有限公司，江蘇南京211102； 2 華北電力大學能源動力與機械工程學院，北京102206； 3 中國能源建設集團安徽省電力設計院有限公司，安徽合肥230022）

引 言

我國水資源匱乏、環(huán)境問題突出，節(jié)約水資源與環(huán)境保護關系到我國能否可持續(xù)化發(fā)展。燃煤機組是耗水大戶，也是污水排放大戶。在燃煤電廠排放的廢水中，濕法脫硫排出的廢水屬于火電廠最難處理的末端廢水之一[1-3]。目前電廠主要采用石灰石-石膏濕法脫硫技術，該技術產(chǎn)生的脫硫廢水需要定期排放。脫硫廢水主要處理方法是常規(guī)的化學沉淀法，使用該處理方法后脫硫廢水滿足國標GB 8978—1996《污水綜合排放標準》規(guī)定的第二類一級標準。隨著脫硫工藝水水質(zhì)的變差，目前在用的脫硫廢水系統(tǒng)較難達到這一標準。2015 年起《水污染防治行動計劃》《排污許可證管理暫行規(guī)定》等系列政策相繼發(fā)布，對脫硫廢水排放標準要求越來越高。2017 年《火電廠污染防治技術政策》發(fā)布，鼓勵火電廠實現(xiàn)廢水的循環(huán)使用不外排，目前燃煤機組主要的解決途徑是蒸發(fā)干燥處理工藝[4-10]。

脫硫廢水水質(zhì)呈弱酸性，具有氯離子濃度高、硬度大、易結垢等特點[11]。廢水中還含有環(huán)保標準中要求控制的第一類污染物重金屬，必須單獨處理。其中懸浮物含量高, 細顆粒物比例大，易造成膜過濾裝置污堵；廢水中的Ca2+、Mg2+、使廢水硬度高，易結垢；脫硫廢水呈酸性，氯離子濃度高，腐蝕性強。上述特征造成了脫硫廢水的處理極具挑戰(zhàn)[12]。

脫硫廢水傳統(tǒng)處理工藝采用加藥、混凝、澄清、調(diào)pH 處理，即通常說的“三聯(lián)箱”處理工藝，通過該工藝處理后的脫硫廢水各項指標低于國家排放標準限值[13]。但廢水中含鹽量、硫酸根、硬度等仍非常高，在廠內(nèi)難以找到將其全部回用的場所。隨著國家與地方環(huán)保政策愈加嚴格，脫硫廢水作為終端廢水必須進行深度處理，實現(xiàn)廢水零排放要求[14-17]。脫硫廢水零排放處理的難度非常大，主要有以下技術難點[18-20]：（1）廢水污染組分受煤種、脫硫系統(tǒng)用水水質(zhì)、排放周期等因素的影響，同一電廠因排放頻次變化、煤質(zhì)變化、用水水質(zhì)波動，差別也很大；（2）脫硫廢水為間斷排放，造成水量波動較大；（3）廢水硬度非常高，極易對后續(xù)的膜濃縮或蒸發(fā)系統(tǒng)造成結垢，加藥軟化運行成本較高；（4）廢水中氯離子含量非常高，受脫硫塔運行控制影響較大，氯離子容易造成處理系統(tǒng)腐蝕。

因此，除了傳統(tǒng)的“三聯(lián)箱”化學處理工藝，最終要實現(xiàn)脫硫廢水零排放，還需進行濃縮和固化。廢水濃縮過程通常有膜法濃縮和熱法濃縮。膜法濃縮工藝包括反滲透、電滲析和正滲透等方法。而熱法濃縮包括煙氣或蒸汽余熱閃蒸濃縮、晶種法MVR 降膜蒸發(fā)等[21-25]。蒸發(fā)固化方面，可以采用蒸汽熱源，也可采用煙氣熱流進行煙道干燥。總體而言，目前主要的脫硫廢水固化工藝有四種：（1）低溫煙道旋轉霧化蒸發(fā)結晶[18]；（2）旁路煙氣噴霧蒸發(fā)結晶；（3）多效蒸發(fā)（MED）濃縮和高溫旁路煙氣蒸發(fā)結晶相結合；（4）低溫煙氣余熱濃縮和高溫煙氣旁路蒸發(fā)結晶相結合的方法。在這個過程中涉及物料-能源-水平衡等綜合過程，三者之間的耦合規(guī)律是衡量脫硫廢水零排放技術“受益比代價”的重要指標。此外，固化效果與系統(tǒng)集成與優(yōu)化密切相關，目前主要的研究方法是性能估算和實驗測試[26-30]，缺乏理論研究方法。

本文通過構建整個燃煤電廠熱力系統(tǒng)虛擬仿真模型，綜合考慮了能量流、物料流、水平衡和燃燒、脫硫過程的化學反應等。該模型能夠真實反映燃煤機組生產(chǎn)過程的水-能-物料耦合關系。通過計算，對比分析了三種不同脫硫工藝路線的優(yōu)劣。在此基礎上，提出了新的脫硫工藝并驗證其有效性。相關研究可以為燃煤機組脫硫廢水零排放及深度節(jié)水提供理論分析及優(yōu)化方法。

1 燃煤電廠廠級尺度耦合模型

本文采用Aspen Plus 對燃煤電廠進行廠級尺度的建模，構建的模型包含四大系統(tǒng)，即鍋爐系統(tǒng)、汽輪機系統(tǒng)、煙氣治理系統(tǒng)（選擇性催化反應脫硝、靜電除塵、濕法脫硫）、脫硫廢水處理系統(tǒng)，系統(tǒng)如圖1所示。鍋爐的爐膛由煤熱解反應器、Gibbs 反應器和分離器構成。鍋側由空氣預熱器、省煤器、鍋爐水冷壁、過熱器和再熱器組成。其中，煤熱解反應器將煤粉分解成C、H、O、N、S 等單質(zhì)，隨后進入Gibbs 反應器發(fā)生化學反應，釋放出熱量。熱量通過省煤器、鍋爐水冷壁、過熱器和再熱器傳給鍋爐給水加熱至高溫高壓蒸汽。高溫高壓蒸汽流經(jīng)汽輪機高壓缸系統(tǒng)、中壓缸系統(tǒng)和低壓缸系統(tǒng)。在高壓缸做完功后經(jīng)過高壓加熱器進行回熱，高壓缸設置2級抽汽，其排汽再熱后進入中壓缸，中壓缸設置2 級抽汽；低壓缸共設置4 級抽汽。此外，選用物流分流模塊模擬抽汽分離過程，選用物流混合模塊模擬疏水逐級回流過程，選用換熱模塊模擬加熱器。模型參數(shù)采用600 MW 超臨界機組實際運行數(shù)據(jù)，表1 為模型模擬參數(shù)與實際電廠運行參數(shù)的對比，與實際參數(shù)差異較小，說明本文建立的廠級尺度熱力學模型具有可靠性。

圖1 燃煤機組廠級尺度熱力學耦合模型Fig.1 Plant-scale thermodynamic coupling model for coal units

表1 600 MW電廠模型驗證Table 1 Validation of 600 MW power plant model

2 現(xiàn)有脫硫廢水工藝及“物料-能-水”耦合機制

本文采用上述模型計算對比現(xiàn)有幾種常見脫硫廢水的處理工藝過程的優(yōu)劣。目前常用的脫硫廢水方案如圖2所示，主要包括：

（1）低溫/旁路煙氣干燥技術

如圖2（a）所示，低溫/旁路煙氣蒸發(fā)結晶技術（旁路煙氣+干燥）是早期電廠普遍采用的脫硫廢水處理技術。該方法主要有幾種形式。一是直接在除塵器之前的煙氣管道，采用旋流噴灑的方式將脫硫廢水霧化。該技術利用霧化技術將脫硫廢水霧化成細小液滴，噴入空氣預熱器與除塵器之間的煙道，利用煙氣的余熱加熱廢水液滴使其蒸發(fā)，廢水蒸發(fā)后剩余的細小固體顆粒被煙氣帶走，被除塵器捕捉。二是在預熱器前旁路出管道，將脫硫廢水噴入旁路管道，加熱蒸發(fā)干燥，再進入主煙氣管道與煙氣混合。三是加裝干燥塔，用旁路煙氣提供熱量。這類方法處理能力有限，不能滿足零排放需求。同時，脫硫廢水中的大顆粒物質(zhì)可能會造成雙流體霧化器噴嘴的堵塞與磨損，造成噴嘴霧化效果下降。此外，廢水水質(zhì)成分的變化可能對煙氣后續(xù)處理產(chǎn)生影響，而且受流場分布影響，部分脫硫廢水在完全蒸發(fā)前即已經(jīng)與煙道壁面接觸，導致煙道腐蝕穿孔、煙道結垢難清理等；在空氣預熱器前或除塵器前直噴廢水，均需要有足夠煙道長度給予足夠的蒸發(fā)時間。因此，本工藝路線對主機運行的安全性有較大影響。

圖2 脫硫廢水處理技術路線圖Fig.2 Desulfurization Wastewater Treatment Technology Roadmap

本文以600 MW 機組的旁路煙氣干燥塔工藝方案為例，脫硫廢水總量約為28 t·h-1，脫硫廢水的參數(shù)如表2所示，當煙氣分流比率為0.06時，即主管道煙氣旁路出6%的煙氣用于干燥塔內(nèi)的廢水，廢水中水分含量從15.9 t·h-1降低至6.7 t·h-1，約有9 t·h-1的水分被蒸干，處理后的廢水中大部分為固體顆粒，被主煙氣管道煙氣帶走，被除塵器捕捉。

從表2 可以看出，脫硫廢水的干燥效果與煙氣的量密切相關，而該系統(tǒng)的旁路煙氣來自脫硝之后，一級省煤器之前。同時，旁路出煙氣后進入空氣預熱器的煙氣量也減少，也會影響到進入鍋爐內(nèi)的空氣的溫度，必然也會影響燃燒效率。圖3 展示不同旁路煙氣比例對廢水濃縮倍率（n）、機組發(fā)電量（P）以及多耗煤量的影響。從圖中可以看出，脫硫廢水的濃縮倍率隨著煙氣比例的增大呈先增大后減小的變化規(guī)律，其增大的原因是加熱量增大。但隨著煙氣量進一步增大，煙氣中的水分進入脫硫廢水中，造成“水”含量的增大。由于旁路高溫煙氣無法加熱一級省煤器和空氣預熱器，因此該方案會導致發(fā)電量的減小，在分流比為0.3 時，約有10 MW的發(fā)電功率損失，一級省煤器出口給水溫度下降3℃，總煤量增加約l t·h-1，對機組經(jīng)濟性稍有影響。根據(jù)上述“物料-水-能”耦合分析可知，該工藝具有以下優(yōu)缺點：①抽取的煙氣溫度高，有利于廢水液滴快速蒸干；②出口煙氣溫度高，與除塵器入口煙溫相符，不會造成設備腐蝕；③旁路煙道系統(tǒng)簡單，節(jié)省地面空間；④受電廠設備管道走向影響，空間狹小處無法實施該工藝；⑤進入旁路的煙氣溫度不可調(diào)，只能跟隨負荷變動，廢水調(diào)整量有限。

圖3 高溫煙氣分流量對濃縮倍率和發(fā)電量的影響Fig.3 Effect of high temperature flue gas fractional flow rate on concentration multiplier and power production

表2 干燥塔進出口物料Table 2 Drying tower inlet and outlet parameters

（2）低溫煙氣余熱濃縮+高溫旁路干燥技術

低溫煙氣余熱濃縮+高溫旁路干燥技術（濃縮塔+干燥）是目前在電廠中使用最為廣泛的一種方案，具體如圖2（b）所示，低溫濃縮高溫干燥工藝從脫硫塔出來的脫硫廢水與抽取的低溫煙氣在脫硫塔中接觸換熱，這部分低溫煙氣主要來自除塵器之后的煙氣，溫度大約為120～140℃，低溫煙氣蒸發(fā)部分水分進入煙氣中，實現(xiàn)了脫硫廢水的濃縮減量，濃縮后的廢水經(jīng)水泵進入干燥塔，在干燥塔中與高溫煙氣接觸換熱，完成蒸發(fā)干燥，水分和生成的顆粒物一同進入高溫煙氣，被空氣夾帶進入除塵器前煙道，被除塵器捕集，實現(xiàn)脫硫廢水零排放。濃縮過程的熱量主要來源于除塵器之后的煙氣，高溫干燥塔主要采用熱二次風作為熱源，利用熱量將廢水蒸干。低溫濃縮高溫干燥工藝系統(tǒng)較為復雜，不僅占地面積大，而且涉及的設備多，需要建立獨立的控制系統(tǒng)。該工藝對于新建機組適用性高，由于利用了低溫煙氣作為濃縮熱源，減少了高溫煙氣的使用量，因此能量消耗少，處理廢水能力強。本文構建的濃縮干燥的模型如圖4所示。

圖4 低溫濃縮-高溫干燥模型Fig.4 Low temperature concentration-high temperature drying model

表3 為28.45 t·h-1脫硫廢水進入濃縮塔和干燥塔之后廢水含量的變化。經(jīng)過濃縮塔之后水分含量從16.9 t·h-1降為5.87 t·h-1，大部分水分被濃縮塔蒸發(fā)。值得注意的是，濃縮塔的熱量來自除塵器之后的廢熱，因此充分提高了節(jié)能指標。干燥塔出來的煙氣含水率極低，已經(jīng)完全固化。此時濃縮塔吸收熱量7.68 MW，干燥塔吸收熱量6.08 MW，大大減少了高溫煙氣的消耗。用于干燥塔的高溫煙氣經(jīng)過省煤器和空氣預熱器能夠?qū)ο到y(tǒng)發(fā)電和省煤量有貢獻，減少這部分煙氣的消耗，對電廠節(jié)能有重要的意義。

1.1 品種選擇不同品種抗病性存在明顯差異，近年來推廣玉米品種抗病性差，發(fā)病趨重。一般雜交種比其親本自交系或一般品種較抗病;硬粒型玉米較抗病，馬齒型次之，甜玉米較感病;雌穗的苞葉厚、長、緊密的較抗病，反之包不緊的較易感病。

表3 濃縮-干燥法進出口物料變化Table 3 Concentration-drying method of import and export material changes

圖5 為濃縮塔不同的濃縮倍率下，干燥塔所需的高溫煙氣量，以及系統(tǒng)發(fā)電量和煤耗量的變化。全廠煤耗率b，是全廠發(fā)電過程中的熱經(jīng)濟性指標之一，為火電廠所消耗的能量與輸出能量之比，單位為g·kW-1·h-1。b=B/P，B為全廠的煤耗量，在生產(chǎn)過程中基本保持不變；P為機組功率。當排擠汽輪機抽汽后，多余的抽汽進入汽輪機中做功，機組功率Pe增加。當煤耗量B不變時，功率P越大，煤耗率b越小。從結果可以看出，濃縮塔的濃縮倍率越高，在達到相同的排放標準下，干燥塔所需的煙氣量越小。相應的，系統(tǒng)的煤耗量也從311 g·kW-1·h-1降低至308 g·kW-1·h-1，煤耗降低了3 g·kW-1·h-1。相比于直接干燥的方案，如圖2（a），先濃縮后干燥的方案充分實現(xiàn)了能量的梯級利用，低溫廢熱將脫硫廢水濃縮，高溫煙氣對濃縮液進行干燥，充分提高了能量利用效率。

圖5 濃縮倍率對高溫煙氣分流量、發(fā)電功率和發(fā)電標準煤耗率的影響Fig.5 Effect of concentration rates on high temperature flue gas fraction flow rate,power,and coal consumption

（3）多效蒸發(fā)（MED）濃縮+旁路煙氣干燥技術

多效蒸發(fā)（MED）濃縮+旁路煙氣干燥技術（MED+干燥）如圖2（c）所示，該方案是用多效蒸發(fā)技術代替方案（2）中的濃縮塔。方案（2）中濃縮塔的水分被加熱成蒸汽后從濃縮塔頂部與煙氣混合后排出，而干燥塔的水分也沒法回收，因此該系統(tǒng)造成了大量的水的浪費。多效蒸發(fā)技術是將前效蒸發(fā)器的蒸汽作為后效的加熱介質(zhì)，利用二次蒸汽凝結放出的熱焓加熱蒸發(fā)器中的廢水，使廢水在流過各效蒸發(fā)器的過程中被不斷蒸發(fā)、濃縮，分成淡水和濃水。通常第一效需要消耗外部蒸汽或煙氣的熱量。多效蒸發(fā)技術主要有兩個優(yōu)點：一方面通過外部熱源加熱蒸發(fā)廢水，處理水量不受機組負荷影響；另一方面熱源采用煙氣余熱時，運行費用低。其缺點主要有：如選擇的工藝需避免結垢，需要適當?shù)念A處理，藥耗、電耗較高；若采用蒸汽作為蒸發(fā)熱源時，運行費用高；有真空設備，運行維護復雜。該方案最大的優(yōu)點是回收下來的淡水水質(zhì)好，可以直接用于工藝水，例如脫硫塔補水等。

以本文某600 MW 機組為例，將方案（2）中的濃縮塔系統(tǒng)替換成圖6 的多效蒸發(fā)系統(tǒng)，其中首效入口水為系統(tǒng)脫硫廢水，首效熱量來源于其他熱源。實際生產(chǎn)中多采用三效，根據(jù)本文工況，三效的操作溫度分別為60、50、40℃。

圖6 用于脫硫廢水濃縮的多效蒸餾系統(tǒng)模型Fig.6 Model of multi-effect distillation system for desulfurization wastewater concentration

表4 為多效蒸餾進出口物料變化，從結果可以看出，脫硫廢水經(jīng)過多效蒸餾之后，出口濃縮廢水中含水量很低，約有17 t·h-1的水被蒸餾出來，跟濃縮塔不一樣，多效蒸餾的這部分水水質(zhì)較好，經(jīng)過簡單處理后可直接用于脫硫塔工藝補水等生產(chǎn)過程。圖7對比了多效蒸發(fā)與濃縮塔在不同吸熱量的情況下的濃縮倍率。從圖中可看出，在相同吸熱量下，MED 的濃縮倍率比濃縮塔高，有更好的濃縮效果，表明多效蒸發(fā)的能源利用效率比濃縮工藝高。在本文研究中，采用三效蒸發(fā)的濃縮方法因為受首末效溫度極限的限制，所構建的三效系統(tǒng)最多能消納4 MW 的熱量，濃縮倍率極限是2.33，在這一極限下，MED 的濃縮能力受限，但其最大的優(yōu)勢是能得到可以直接利用的淡水。但該方案的缺點在于，目前多效蒸發(fā)的首效熱量一般來自汽輪機抽汽，這樣降低了汽輪機的做功量，使系統(tǒng)發(fā)電量降低。因此，需要解決這種工藝路線的熱源問題。

表4 多效蒸餾進出口物料變化Table 4 Multi-effect distillation import and export material changes

圖7 低溫煙氣熱量對不同濃縮方式的影響Fig.7 Effect of low temperature flue gas heat on different concentration methods

3 新型脫硫廢水零排放工藝及優(yōu)化

3.1 多效蒸發(fā)（MED）濃縮+熱泵+旁路煙氣干燥技術

針對上述脫硫廢水零排放工藝的不足，本文提出如圖8 所示的新型脫硫廢水零排放設計方案，多效蒸發(fā)（MED）濃縮+熱泵+旁路煙氣干燥技術（MED+熱泵+干燥）工作原理如下：從脫硫塔出來的脫硫廢水送入三效閃蒸系統(tǒng)進行廢水的濃縮減量，多效閃蒸技術利用真空降低水的沸點，并多次利用蒸汽，降低能量消耗。首效蒸發(fā)器的熱量來源于吸收式熱泵，而作為冷源的廢水則蒸發(fā)產(chǎn)生二次蒸汽，作為下一效的加熱蒸汽，并在下次換熱后冷凝為淡水；吸收式熱泵系統(tǒng)的蒸發(fā)器從除塵器與脫硫塔之間的乏汽余熱回收低品位熱量，產(chǎn)生冷劑蒸汽。運行時溴化鋰稀溶液從溶液泵排出經(jīng)溶液熱交換器升溫后進入發(fā)生器，噴淋在傳熱管表面,吸收驅(qū)動熱源熱量產(chǎn)生蒸氣。發(fā)生器中濃溶液通過溶液熱交換器換熱后進入吸收器濃度稀釋放熱，從而完成溴化鋰溶液循環(huán)。而從發(fā)生器蒸發(fā)的蒸氣流經(jīng)冷凝器加熱熱媒后流入蒸發(fā)器吸收低溫余熱，進而回到吸收器稀釋溴化鋰溶液，從而完成水循環(huán)。吸收器和冷凝器中兩次放出的熱量都用來作為首效蒸發(fā)的熱源。經(jīng)過多效閃蒸器濃縮的脫硫廢水經(jīng)水泵送入干燥塔從上至下噴淋，干燥塔抽取部分來自空氣預熱器前的高溫煙氣從下至上與濃縮液直接接觸進行熱交換，蒸發(fā)的水分和結晶物質(zhì)隨高溫煙氣一同進入主煙氣，結晶物質(zhì)被除塵器吸收。該方案較傳統(tǒng)方案有如下優(yōu)點：多效蒸發(fā)器濃縮作用強，能夠大幅度減少進入固化單元的水量，以減小固化系統(tǒng)的投資、運行成本；引入吸收式熱泵，能夠利用除塵器后的煙氣余熱和閃蒸器末效的汽水混合物的熱量，解決了首效需要外來熱源輸入而引起的成本增加問題，旁路煙道系統(tǒng)的高溫煙氣量減少，可以減少對主機運行安全性的影響。

圖8 新型吸收式熱泵驅(qū)動多效蒸餾濃縮干燥脫硫廢水處理工藝Fig.8 Absorption heat pump driven multi-effect distillation concentration drying desulfurization wastewater treatment process

3.2 方案對比

圖9 入口脫硫廢水預熱溫度對系統(tǒng)熱消耗的影響Fig.9 Effect of inlet desulfurization wastewater preheating temperature on system heat consumption

新方案的第二個優(yōu)勢體現(xiàn)在能源消耗上。表5對比了三種脫硫廢水處理工藝與新型的固化效果和能耗。從表中可以看出，采用MED 方案能產(chǎn)生可以直接利用的凝結水，其中MED+干燥方案凝結水含量為7208.68 kg·h-1，而MED+熱泵+干燥的凝結水含量達13208.57 kg·h-1。在能耗方面，濃縮再干燥總能耗最大，但其中約一半來自低溫廢熱，因此節(jié)能效果顯著。旁路煙氣直噴固化消耗的高溫煙氣量最多。MED+干燥方案中，MED 的設計是跟濃縮干燥方案的濃縮塔達到相同的濃縮倍率，因此兩個方案的高溫煙氣熱量消耗一樣。相比之下，MED 方案的總消耗熱量比濃縮塔少。但由于MED 一般采用抽汽加熱，沒有低溫廢熱有經(jīng)濟性。MED+熱泵+干燥塔所需的高溫煙氣量最小，僅為旁路直噴式的1/5，為目前主流濃縮干燥方案的1/3，在回收水分的同時，極大降低高溫煙氣的消耗量，同時兼具節(jié)水節(jié)能效果。

表5 四種工藝路線定量對比Table 5 Quantitative comparison of four process routes

4 結 論

濕法脫硫排出的廢水屬于火電廠最難處理的末端廢水之一，目前主流的處理方法是化學法調(diào)制后通過膜法或熱法進行固化。本文分析了目前幾種常用熱法脫硫工藝的物料-水-能耦合機理，對比其優(yōu)劣，進而提出綜合考慮物料-水-能關系的新型脫硫廢水工藝，主要結論如下：

（1）傳統(tǒng)脫硫廢水固化技術中，旁路煙氣干燥工藝對鍋爐效率和發(fā)電量影響較大，多效蒸發(fā)和高溫干燥次之，多效蒸發(fā)濃縮+熱泵+旁路煙道干燥的方案最節(jié)能，同時多效蒸餾方案還能回收部分凝結水，水質(zhì)可達到直接用于生產(chǎn)的程度。

（2）脫硫廢水熱法固化過程涉及物料-能-水相互影響和制約，本文的物料-能-水耦合廠級尺度模型能很好描述三者的相互關系，為新方案的設計及驗證提供理論分析工具。

（3）本文提出的新型脫硫廢水方案引入吸收式熱泵，能夠利用除塵器后的煙氣余熱和閃蒸器末效的汽水混合物的熱量，解決了首效需要外來熱源輸入而引起的成本增加問題；同時通過預熱方式，利用低品位熱流在MED 首效前先給脫硫廢水預熱，可使多效蒸發(fā)器濃縮作用強，大幅度減少進入固化單元的水量；該方案所需的高溫煙氣量最小，僅為旁路直噴式的1/5，為目前主流濃縮干燥方案的1/3，在回收水分的同時，極大降低高溫煙氣的消耗量，同時兼具節(jié)水節(jié)能效果，可以減少對主機運行安全性的影響。