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1. 前言
为处理电镀、制造、印染等行业产生的重金属废水，相关环保单位或企业每年均会产生大量含重金属（如铜、镍、锌等）污泥[1，2]，若不合理处置将造成严重资源浪费，并引发复杂的水、土生态环境问题[3]。可见，探讨合理处置含重金属污泥的工艺技术对回收重金属污泥中的贵金属以及预防其环境污染有重要意义。因此，本文以回收利用含铜污泥的工艺为例，介绍了一种回收处理重金属污泥的技术工艺，即“干燥-熔炼-精炼-电解”。
2.“干燥-熔炼-精炼-电解”技术工艺
2.1 干燥
印刷电路板业、电镀业、电线以及电缆业等重金属工业产生的废水中铜离子含量在几十至几百毫克/升之间，通常采用化学沉淀法或化学混凝法进行处理，处理过程中产生的氢氧化物沉淀即为含铜污泥，其含水率一般高达75%-85%。由于含铜污泥含水率较高，为保证后续工艺中燃烧炉的温度、炉料的透气性以及炉内热能的有效利用，首先将含铜污泥经回转窑干燥，使其含水率降至30%-40%。
干燥过程产生的废气由布袋除尘器和水浴除尘脱硫塔处理后经烟囱高空排放，废气中烟尘、二氧化硫、氮氧化物排放浓度均满足《工业炉窑大气污染物排放标准》（GB9078-1996）第二时段二级限值要求。
2.2 熔炼
向干燥后的含铜污泥中添加石灰，并用压砖机制砖后送至熔炼炉进一步处理。熔炼炉由熔化和硫化两个分区组成，二者顶端各设一个加料口，分别用于熔化区和硫化区加料。将制成的含铜污泥砖由熔化区加料口加入混合炉内，同时将由石灰石、石英石和炭精构成的混合料由硫化区加料口加入混合炉内，从炉体侧部喷嘴鼓入富氧空气，使含铜污泥和混合料在激烈搅动的高温熔池中迅速完成脱水、熔化、造渣、还原及硫化等一系列过程，产出粗铜、冰铜和炉渣。熔炼炉一端设有电热区并配石墨电极，其可对熔体保温，以便粗铜、冰铜和炉渣更好的沉清分离。根据富集情况，粗铜、冰铜周期性地从出料口以浇铸块形式放出。
熔炼过程产生的废气由布袋除尘器和双碱法脱硫塔处理后经烟囱高空排放。废气中烟尘，二氧化硫，氮氧化物，铅及其化合物，砷、镍及其化合物，铬、锡、锑、铜、锰及其化合物排放浓度均满足《危险废物焚烧污染控制标准》（GB18484-2001）的最高允许排放浓度限值要求。
2.3 精炼
熔炼处理过程产生的浇铸块送入回转精炼炉进一步精炼得到阳极铜板，此过程产生的铜样表面较平直、皱纹细洁、断面呈玫瑰红色，亮星分布均匀，铜的品味可达到99%以上。
产生废气经布袋除尘器和双碱法脱硫塔处理后由烟囱高空排放，废气中烟尘，二氧化硫，氮氧化物，铅及其化合物，砷、镍及其化合物，铬、锡、锑、铜、锰及其化合物排放浓度均符合《危险废物焚烧污染控制标准》（GB18484-2001）的最高允许排放浓度限值要求。
2.4 电解
精炼过程获得的阳极铜板仍含有多种杂质（如锌、铁、镍、银、金等），因此需采用电解法进一步精炼。将阳极铜板被装入阳极洗槽，经水清洗后作为阳极，钛极板做阴极，以硫酸和硫酸铜的混合液做电解液。通电后，铜从阳极溶解成铜离子向阴极移动，到达阴极后获得电子在钛极板上析出，此过程制得的纯铜含铜可高达99.95%以上，其导电性满足电气工业要求。而这一过程中产生的黑铜、残极被送入回转精炼炉进行精炼，使这些废料转化为纯铜。
含铜污泥“干燥-熔炼-精炼-电解”处理技术（工艺流程见图1），该工艺已在广东省某环保有限公司实施，并产生良好的经济和环境效益。同时，广东省作为我国经济和工业的强省，对金属原料有较高的需求量，而目前相关原料供应不足，对金属废弃物的合理回收利用以及拓展金属原料的供应来源尤为重要。因此，本文介绍关于处理重金属污泥的技术工艺（干燥-熔炼-精炼-电解）有较大的应用和市场空间。
图1 含铜污泥回收处理工艺流程图
3. 结论
本文以含铜污泥为例，介绍了一种处理重金属污泥的的技术工艺，即“干燥-熔炼-精炼-电解”法，该法已在广东省某环保有限公司成功应用，该公司各排气筒中烟尘、二氧化硫、氮氧化物排放浓度均符合相应排放标准限值要求。
参考文献：
关键词：污水污泥 稳定性 厌氧和水解
一、概述
近年来，在国家财力有限的情况下，国家连续几年发行国债加大基础设施的投入。其中投入大量人力、物力和财力修建了城市污水处理厂，在大量新建的城市污水处理厂中，污泥处理问题应该得到到足够的重视。在污泥处理技术中污泥厌氧消化的投资高，污泥处理费用约占污水处理厂投资和运行费用的20-40%，并且污泥厌氧消化处理技术较复杂。在我国仅有的十几座污泥消化池中，能够正常运行的为数不多，有些池子根本就没有运行。所以，这导致近年来国内在中小型(甚至大型)污水处理厂大多采用国外引进的延时曝气氧化沟、SBR等工艺。延时曝气是一种低负荷工艺，对于我国这样一个资源不足、人口众多的发展中国家，是否适合推广这种低负荷的活性污泥工艺是值得推敲的问题。
首先，低负荷的曝气池的池容和设备是中、高负荷活性污泥工艺的几倍，相应的投资要高几倍；其次，延时曝气对污泥采用好氧稳定，能耗比中、高负荷活性污泥工艺要高40～50%左右，延时曝气增加了能耗一方面带来了直接运行费的增加，同时还要增加间接投资；据资料报道目前每kW发电能力脱硫需要投资1000美元，则每万吨延时曝气污水处理系统，增加电耗所需的脱硫投资要70万元。如果按脱硫投资为电站投资10%计，则电厂增加投资为700万元，这接近污水处理单位投资的50%。从可持续发展角度讲，大规模的采用延时曝气的低负荷工艺是不适合中国国情的。
所以，对污泥的处理技术必须予以充分的重视，能否解决好污泥问题是污水净化成功与否的决定性因素之一；另外，采用高效、低耗污水处理工艺的关键之一是解决城市污水厂污泥处理技术，可以讲在今后我国城市污水工艺的技术进步，在很大程度上取决于污泥处理和利用技术的进步。为了解决这一问题有必要加强污泥处理与利用的研究。
二、城市污水污泥的研究进展
1、两相消化理论
目前世界各国在污泥处理的领域仍以污泥厌氧消化工艺为主。厌氧消化工艺是在四、五十年代开发的成熟的污泥处理工艺。英国在1977年调查的98个城市污水处理厂中有73个建有污泥消化池。美国建有污泥消化池的污水处理厂总数为4286个。欧美各国多数污水处理厂都建有污泥消化池。这种工艺水力停留时间长，一般停留时间的设计标准是20-30天。为防止短路和加热，需设置搅拌和加温设备。
美国犹他大学Ghosh教授，从70年代开始了污泥二相消化研究， 从微生物生长特点，生长动力学等方面从事了大量的研究， 在基础研究的角度上，证明了二相工艺的优越性。但其采用的处理构筑物仍然为传统完全混合式的消化池，所以在停留时间， 减少投资等方面没有取得突破性的进展。自从Ghosh等人提出二相消化工艺以来，国内外在这一领域进行了不少研究。我国广州能源所、成都生物所、清华大学等地均在有机废水和农业废弃物方面进行了大量的工作，上海市政设计院也对城市污水污泥的二相净化作了大量研究。
2、厌氧技术的发展
在70年代末期各种新型厌氧工艺得到发展，例如厌氧滤池(AF)，上流式厌氧污泥床反应器(UASB)和厌氧流化床(FB)等。这些反应器的一个共同的特点是可将固体停留时间与水力停留时间相分离，使固体停留时间长达上百天。这使厌氧处理高浓度污水的停留时间从过去的几天或几十天可以缩短到几小时或几天。美国的康万尔大学Jewell教授利用厌氧接触膜膨胀床(AFEFB)反应器处理含纤维素废水时发现，该反应器处理纤维素固体基质只需传统消化池5%的池容即可达到相同的处理效果。北京环保所王凯军在改进的上流式污泥床(水解池)处理城市污水时，发现在水解池2-3h的停留时间下，在处理污水的同时，被截留的污泥50%以上得到了消化。因此，这一信息也许揭示了新的反应器在污泥处理上的巨大潜力，也是污泥处理工艺的发展方向。与污水厌氧处理领域的进展相比较，污泥厌氧领域的发展远远地落后于厌氧工艺本身的发展进程。对于城市污水污泥的处理，如何将厌氧工艺的成果应用到污泥处理领域是当前的主要课题。事实上，有理由认为从70年代后期研究者开发的各种新型的厌氧反应器，例如：UASB反应器、厌氧滤池、厌氧消化床等存在着巨大的开发潜力。其完全有可能成为处理污泥新型反应器或其组成单元之一。
3、相关领域的进展
事实上，对于城市污水污泥的处理，在厌氧技术迅速发展的今天，厌氧接触工艺已不是先进的工艺。在工业废水处理领域，近年来在高含悬浮物固体处理最为广泛的领域是酒精糟液的处理技术，南阳酒精厂COD浓度为25-30g/L，悬浮物浓度35g/L，pH4.5-5.0。采用两个5000m3/d的消化池并联运行，停留时间大约为10d。相当于负荷3.0kgCOD/m3.d，相当于悬浮物的负荷为2.0-3.0kgSS/m3.d。需要说明的是在城市需气量较多时，酒精糟液不通过固液分离直接进入消化池，COD负荷为5-6kgCOD/m3.d。厌氧消化COD、BOD5和SS处理效率分别为75.6%、90.8% 和45.5%。
污泥中温厌氧消化工艺的停留时间一般大于20d.(在20-30d的范围)。相当于悬浮物负荷为1.0-1.5kgSS/m3.d，COD负荷最多为2.0kgCOD/m3.d。从酒糟废液的处理能力和负荷而言，则大大高于城市污泥厌氧消化工艺。从这个意义上讲城市污水污泥的厌氧处理技术不但大大落后于厌氧处理技术的发展，而且还落后于厌氧工业废水处理技术的发展。
三、多级厌氧消化工艺
1、新工艺的构思
在对城市污水污泥特性和各种厌氧反应器了解的基础上，借鉴国内外的研究结果和带有共性的研究思路，新的城市污水污泥处理系统的思想是充分利用现有的成熟工艺的优点，将现有的成熟技术最大程度的整合，集中突破技术整合过程中的技术难点和关键。并将治污、产气、综合利用三者相结合，使废物资源化、环境效益与经济效益和社会效益相统一。具体工艺的基本思想是分为如下三个处理阶段。
1) 第一级处理阶段是液化和分离装置
第一级反应器应该具有将固体和液体状态的废弃物部分液化(水解和酸化)的功能。其中液化的污染物去UASB反应器(为第二级处理的一部分)，固体部分根据需要进行进一步消化或直接脱水处理。可采用加温完全混合式反应器(CSTR)作为酸化反应器，采用CSTR反应器的优点是反应器采用完全混合式，由于不产气可以采用不密封或不收集沼气的反应器。
2) 第二级处理阶段
第二级处理包括一个固液分离装置，没有液化的固体部分可采用机械或上流式中间分离装置或设施。中间分离的主要功能是达到固液分离的目的，保证出水中悬浮物含量少，有机酸浓度高，为后续的UASB厌氧处理提供有利的条件。分离后的固体可被进一步干化或堆肥并作为肥料或有机复合肥料的原料。
3) 第三级处理阶段
在第二阶段的固液分离装置应该去除大部分(80-90%)的悬浮物，使得污泥转变为简单污水。城市污泥经CSTR反应器酸化后出水中含有高浓度VFA，需要有高负荷去除率的反应器作为产甲烷反应器。UASB反应器在处理进水稳定且悬浮物含量低的水有一定的优势，而且UASB在世界范围内的应用相当广泛，已有很多的运行经验。
2、实验流程
CSTR反应器有效容积为20L，反应控制在恒温和搅拌的条件下。物料在CSTR反应器中进行水解、酸化反应，反应器后接一上流式中间分离池(有效容积为5L)，上流式中间分离池的作用是分离在CSTR反应器内产生的有机酸。采用UASB反应器出水回流洗脱方法。经液化后的水在UASB反应器内充分地降解，产气经水封后由转子流量计测定产率，水则排到排水槽内，部分出水回流到中间分离池(图1)。
实验采用分批投料，连续运行的方式，实验温度保持在中温35℃。实验采用的污泥为高碑店污水处理厂的污水污泥，其污泥有机物含量较低VSS/TSS=45%。根据实验的进展逐步改变运行条件，提高负荷率和缩短停留时间，并考察反应器的运行情况。在稳定条件下重点考察两组实验条件，即：CSTR=10d，中间分离池=1d，UASB=1d；另一组为：CSTR=5d，沉淀回流池=1d，UASB=1d。
3、结果与讨论
由于污泥消化过程污泥培养阶段耗时较长，在启动的初期的监测数据没有实际的意义。整个过程的各个反应器的停留时间和有机负荷的变化见图2。从停留时间和有机负荷提高的情况来看，酸化池的有机负荷最终提高到15kgCOD/m3.d。而UASB的负荷稳定在5kgCOD/m3.d。
在整个运行运行期间，作为最终出水UASB反应器的COD和SS去除率和出水浓度与反应器的停留时间有着密切地联系(图3a)。当总停留时间(T)为7d时，COD的去除率在85%左右，SS的去除率在80～85%之间；而当T＝12d时，COD及SS去除率一直保持在95%以上。
由图3b可见，CSTR的HRT＝5d时，CODd/CODt在35～40%左右，污泥液化效果明显；而当HRT＝10d时，由于停留时间较长， CODd/CODt在55%以上。说明停留时间对污泥的液化效果影响很大。实验开始测定了污泥样品溶解性CODd值，进水CODd/CODt的比例为8.1%左右。从上面讨论可见，污泥在CSTR反应器中停留10d时，其进一步水解COD占总COD的50%，而当停留时间为5d时，水解COD的比例占总COD的30%左右。对比污泥稳定性指标，与厌氧消化工艺对比可知CSTR池停留时间HRT=5d，经过水解的污泥就可以达到相当的稳定化。因此，在以后的生产性实验中，取CSTR反应器的HRT=5d。
然而由图4a可见，VFA上升比例相对不高。进水中CODv/CODt的比例在7%左右；经5d液化后，CODv/CODt在25%左右，经10d液化，比例降到在20%以下。表明当CSTR反应器的停留时间延长，发生甲烷化反应。在最终UASB反应器中，厌氧主要在产甲烷阶段进行，CODv/CODd回落至5%左右。
由图4b可见，虽然两组实验的停留时间和负荷各不相同，但从实验的结果来看UASB的去除效率却基本相同，VFA的去除率为90%左右，对COD的去除率为83%左右。VFA的去除效率较好，产酸相产生的挥发酸基本在反应器中得到降解。COD的去除率不如VFA，这是因为UASB进水中，除了VFA外，还有一部分不溶性COD尚未水解为可溶性COD，这部分COD没有在反应器中得到去除。
5、新工艺的生产性应用
目前，工业废水和小型生活污水处理厂，普遍采用对好氧剩余污泥直接脱水的方法处理污泥。剩余活性污泥存在着耗药量大，脱水比较困难的缺点。北京市中日友好医院污水处理厂日处理水量为2000m3/d，原污泥的处置方案为活性污泥经浓缩后，运至城市污水污水处理厂消纳，但在实际运行过程中经常出现由于污泥无稳定出路，而影响污水处理厂运转的情况。为了使活性污泥得到稳定的处置，实际工程中采用的一体化设备如图5所示，各反应器的停留时间分别为：
反应器 污泥酸化池 中间分离池 UASB反应器 停留时间(d） 5 1 1
二沉池排出的剩余污泥首先排入污泥酸化池进行水解酸化处理，然后进入中间分离池，该池排出的上清液进入UASB反应器，进行高浓度、低悬浮物有机废水的降解；从中间分离池排出的污泥经测定已基本稳定化，污泥量较常规处理减少了三分之二，脱水性能大大改善；而且病菌和虫卵杀灭率达到99.99%，完全符合国家关于医院污水厂污水污泥无害化标准，从而彻底解决污泥消纳的问题。
四、结论
本文根据我国城市污水处理发展的现状，提出应该重视污水污泥厌氧处理新工艺开发和城市污水污泥厌氧处理工艺落后于厌氧污水处理工艺发展，甚至落后于工业废水相关(污泥处理)领域发展的论断。通过对于厌氧处理工艺的综述研究，认为污泥厌氧工艺开发，应该将现有的相关成熟技术最大程度的集成和整合。研究集中突破整合过程中的技术难点和关键技术，从而提出了多级厌氧处理工艺。本研究在理论分析和实验研究的基础上，以城市污泥为对象进行了多级厌氧消化工艺的实验研究，并在工程上进行验证。结果证实工艺是可行的，可使污泥在较短的总停留时间(T=7d)达到稳定化。
参考文献
1) Sam Ghose(1991)，Pilot-scale demonstration of two-phase anaerobic digestion of activated sludge. Wat. Sci. Tech. Vol.23，pp.1179-1188
2) Wang Kaijun(1994) Integrated Anaerobic and Aerobic Treatment of Sewage， Ph. D thesis， Wageningen Agricultural University， the Netherlands
3) Huang Ju-Chang， Bill T. Ray and Huang Yaojiang(1989)，Accelerated Sludge Digestion by Anaerobic Fluidized Beds: Bench-scale Study， In: Proc. Int. Conf. Water and Wastewater， pp.628
4) 王凯军(1996)，城市污水厌氧处理工艺与其中污泥稳定化问题研究，第四届海峡两岸环境研讨会，pp.21
污水处理厂的污泥一般是由松散的物质组成，含水率较高（95%～99%），体积庞大，性质很不稳定，极易腐化，不利于运输和处置，应及时进行减容化和稳定化处理，使含有病原微生物、散发出恶臭的腐化物质数量减少并使其分解。稳定化是污泥处理工艺中的关键环节和主要目的。稳定的方法有好氧消化、厌氧消化、污泥堆肥、热解和化学稳定等方法。消化池是利用厌氧发酵的方法来达到污泥稳定化的目的，污泥堆肥是采用好氧的方式达到稳定化的目的，焚烧法是在极端条件下取得无机物的彻底矿化。
在污泥处理技术中污泥厌氧消化投资高，污泥处理部分投资和运行费用约占污水处理厂的20～40%，同时由于其技术复杂性，能够正常运行的很少。针对这种情况，近年来国内在中小型（甚至大型）污水处理厂大多采用国外引进的延时曝气氧化沟、SBR等低负荷工艺。首先，低负荷曝气池的池容和设备是中、高负荷活性污泥工艺的几倍，相应的投资要高几倍；其次，延时曝气对污泥采用好氧稳定，能耗比中、高负荷活性污泥工艺要高40～50%左右。从可持续发展角度讲，大规模的采用延时曝气的低负荷工艺是不适合中国国情的。
1.1 污泥的定义
在污水处理领域，对于污泥和污泥稳定化程度的概念是模糊的，明确污泥的定义和建立污泥稳定化程度评价指标，找出可行的测定污泥稳定化（降解程度）的指标具有重要意义。
污泥一词也不是一个科学的定义，自然界中污泥的产生是与水体中固体物的沉积有关，一般称为淤泥。从这个意义上讲只有沉淀下来的颗粒物才成为污泥。在科学界对污泥的定义也是不同的，比如化学上是根据颗粒尺寸来定义水中有机物形态：溶解性（＜0.001μm）、胶体（0.001～1.0μm），超胶体（1～100μm）和可沉物（＞100μm）。工程上是通过采用的分离方法来定义无机物的形态，一般讲污泥是大于滤纸或过滤器孔径（如1～4μm）的颗粒物质，这包括化学家定义的部分超胶体和可沉物。
污泥的降解过程经历了固体的液化和水解，虽然液化和水解两词在描述污泥甲烷化之前产生的中间产物是可互用的，但它们不是严格的同义词。水解是有明确定义的化学名词，是指复杂化合物加水分解为小分子的过程（可以用于超胶体、胶体和溶解性物质）。而液化的定义是相当任意的，液化仅涉及到将固体物质转移到液相，因此液化的对象是污泥。从工程上的定义可知，如果污泥在分解或降解过程中尺寸发生变化，当其粒径小于过滤器孔径时，就可认为已经完成了污泥分解或降解过程。
1.2 污泥稳定化定义
污泥稳定化的含义针对污泥中有机质而言，事实上是与污泥中有机物的矿化过程相关的。所谓有机物的矿化过程（污泥的稳定化）是在一定条件下，通过物理化学或生化反应，使污泥中的有机物发生分解或降解为矿化程度较高的无机化合物，如H2O／CO2或CH4／CO2的过程。根据定义污泥的稳定化不仅与有机物含量有关，其还与是否在一定条件下有机物的分解或降解反应有关，这里所谓一定条件是指时间和环境条件。例如，在采用厌氧UASB工艺处理污水中形成的颗粒污泥，其有机质的含量有时高达90%以上，但是其在环境中是稳定的，在相当长的一段时间内不再发生（明显发生）降解反应，也可以认为它是稳定的。
评价污泥的稳定化程度有好氧和厌氧的多种测定方法，但是目前缺乏标准性和规范性。一般可以用污泥中有机物的减少程度或产物的生成量来衡量，在污泥厌氧消化工艺中，人们一般是采用甲烷的产量来评价污泥稳定化程度；也有采用污泥的减量来评价污泥的稳定性。但是，由于在生物反应过程中有机物的降解是与微生物的增殖同时发生，所以不能仅仅以污泥的减量来直接评价污泥稳定化过程。同时，也不宜采用污泥中有机物的比值（如MLVSS／MLSS）来直接衡量污泥的稳定化程度。
2 污泥稳定性的测试方法
2.1污泥碱解试验研究
在强碱的条件下，各种有机物均可快速发生水解。采用碱解污泥的方法，可以在较短的时间内考察污泥中化合物分解的情况。通过碱解试验可了解污泥最大可水解的量，这间接代表厌氧条件下污泥水解最大可能程度。这一方法是物化方法，间接地反映了污泥可生物降解的量。测试是在恒温的装置（图1a），采用氢氧化钠试剂在厌氧条件下搅拌反应24小时，测定液化的COD的变化程度，被用来做为评价污泥可以达到的最大液化程度。
2.2 污泥厌氧稳定化试验
通过测定污泥在厌氧条件下产气来判定污泥的稳定化程度，这是污泥厌氧消化的基础。试验方法是将污泥放入30℃的培养瓶内，在100 d的试验期间有机物得到最大程度的降解，通过测量甲烷产量评价有机物的降解量。试验装置是在锥形瓶中放入一定量的污泥，要求其污泥浓度大约为5 gVSS／L，将锥形瓶放置于30℃的恒温水浴箱中，每日人工摇动混合1～2次。污泥降解产生的气体，进入分液漏斗，漏斗中为浓度1.5% NaOH溶液吸收气体中的CO2，测量量筒中液体体积即为污泥产生的甲烷（CH4）气体体积（图1b）。
2.3 污泥液化和酸化试验
污泥厌氧降解试验达到稳定所需时间长（需100 d），其实用意义不大。因此须开发一种较快的评价污泥稳定性的方法。由于在水解（酸化）阶段污泥形态发生变化，而甲烷化阶段是由小分子（已不是污泥）转化为沼气的过程，也就是说污泥的降解或稳定化仅仅发生在水解阶段，所以可采用污泥液化率评价污泥稳定性。由于污泥液化时间短，可以忽略甲烷的产生，反应器是敞开并带有搅拌装置进行。
2.4 试验结果
试验是用5升温控反应器（图1c），所采用的污泥取自方庄污水处理厂初沉池排放的污泥。取24、48和72小时混合样（保持在4℃冰箱内的）。SS的测定采用滤纸（孔径4.4 mm）过滤，过滤液的VFA采用气相色谱法分析。COD的分析采用微量COD方法，其他全部按标准方法测定。CODt为原污水或污泥-COD、CODd为离心样品COD。
2.4.1 碱解试验结果
由于污泥碱解稳定化程度与用碱量、污泥浓度和环境温度有一定的关系，采用正交试验的方法对最佳碱解条件进行探索。试验的设计和结果见表1。
中图分类号： U664.9+2文献标识码： A 文章编号：
一、环保理念的深入
近几年来，保护环境已成为人所皆知的话题，可持续发展的理念也慢慢被人们接受。伴随着人们环保意识的加深，在水污染管控方面也加大了管理力度。在污水处理技术方面也开拓了新的领域，尤其是污水厂在污水处理时扮演了重要的角色。伴随污水厂重要性是提升，对污水厂运行的管理也应提升一个等级。综上所述，将井水含砂量峰值作为控制指标来检验洗井效果从各方面来说都是值得探讨的话题。
二、传统的控制方案
1、对井水含砂量的波动值进行控制
在中国，大部分区域对洗井质量标准都是以井水含砂量的波动值作为标准来进行检验的。通过对历年的井水含砂量曲线进行分析，会发现其波动值是时刻变化的，具有随机性。因此井水含砂量标准的管理指标是很难通过具体的数值进行规定的。由此可见，对井水含砂量波动值在理论上是不现实的，实践方面也难以普及。
2、对抽水初期井水含砂量的平均值进行控制
在美国的洗井质量标准中，前面所提到的井水含砂量波动值不作为井水含砂量的控制标准。取而代之的是以抽水前阶段2小时以内的井水含砂量平均值来作为控制标准的。在一系列洗井质量标准中，是比较特别的控制类型。虽然以含砂量平均值作为控制质量能够有效地防止井水含砂量波动的随机性，但此标准要求相同时间间隔内进行10次以上测量，较为繁琐，其实践性还需进一步探讨。
三、活性污泥法
目前，在污水厂最通用的控制方法是活性污泥法。该方法能将污水中溶解胶体中可生化降解的有机物去除，还能去除活性污泥所吸附的悬浮固体和一些其它物质。部分无机盐类也能被清除。活性污泥法不仅能够运用在大流量的污水处理厂，同时也能够运用在小流量的污水厂。虽然在管理方面要求较高，但操作方式可变通，运行成本较低。现对活性污泥法处理进行以下分析。
1、运行过程中需维持系统平衡
保持系统平衡的核心要素是保持系统量的平衡。进水量稳定时，根据设计规定每日将初沉淀泥和剩泥排出，以此来维持系统量的平衡。这样一来就不会发生污泥沉淀量不稳定的情况，从而影响污水的处理效果。除此之外，还需要维持负荷平衡，其中有污泥的水力冲击负荷、毒物负荷、BOD负荷、氧负荷等。
2、运行过程中需把握活性污泥系统的泥龄
在除磷系统运行过程中最关键的要素是泥龄。活性污泥可以将磷去除。运行系统中污泥的活性是与泥龄成正比的。所以如果满足了其他的必要条件，活性污泥运行系统按最低泥龄运作。
在泥龄控制中最常用的方法是容积控制法。如果是城市大型污水处理厂的话则需要通过计算机来进行容积控制。因为使污泥含水量有效降低的最好办法是机械浓缩，通过排放混合液的方式排放剩余污泥的方法较为可取，基本上没有害处。
3、运行过程中需控制氮与回流
在生物除磷中常见的污泥回流方法有2种，第一种方法是将污泥回流到厌氧区域，第二种方法是将污泥从缺氧区域的回流混合液到厌氧区。无论选择哪种方法，回流液中的硝态氮总量最好保持在最低水平。降低污泥回流泵流量是污泥直接回流的不二方法，在采用这种方法时需要顾虑到二沉池的污泥层是否处在厌氧环境中，如果处在厌氧环境下是不可行的。若选择缺氧混合液回流这种间接性回流方式，可通过减少硝化液回流量的方法降低缺氧区域的硝态氮负荷。在硝态氮负荷高的情况下，需要通过控制泥龄来防止硝态氮对除磷作用的影响。
4、运行过程中需对溶解氧进行控制
为了使曝气池内有充足的DO来促进磷的吸收，需对溶解氧进行控制，这样还能防止在最终沉淀池中发生磷释放现象。DO控制好坏决定了磷是否能完全去除。在众多生产性质的污水处理厂中发现，磷的去除效果与DO控制系统息息相关，所以DO控制备用系统的使用是必不可少的。在使用鼓风机曝气的处理厂中，对DO控制的实施难以实现。鼓风机内流出的任何变化都会使进入每组的气量产生变化，因此重新调整是必不可少的后续功课。对抗此难题，可通过污水处理厂内各个部分的溶解氧探头的输出平均值来稳定鼓风机的气量流出。之后再根据每个曝气池的空气流量计总和来实施对单回路的控制，使输入每个曝气池的气量一直稳定地维持在设定的比例。
5、化学药剂备用需求
在污水处理厂中，单纯通过生物除磷工艺是很难使出水磷浓度处于达标状态的。重点设备发生故障时会影响磷的排放，有害物质的进入同样会造成磷系统无效，在此时备用化学药剂成为生物除磷的必备因素，并折射出厂内具有成熟的预防性维护手段。缺乏镁和钾的污水中，生物除磷系统中应适当加入镁和钾。若在任何条件都完善的状态下还是没达到良好的除磷效果，则需检查是否存在短缺。
通过上述几种方式，不断提高活性污泥法的运行水准，加强对活性污泥法的管理力度，为城市污水处理技术开拓了更加开阔的领域。
1、城市净水厂污泥处理、处置发展概况
在过去的城市净水厂建设中，污泥处理一直被忽视的一个环节，人们更多的关注于工业生产的排污治理，二十世纪七十年代以前，各国建设的净水厂排泥水处理设施，多是沿用污水处理厂的污水和污泥处理方法进行设计和应用，主要采用污泥塘与干化场处理和污泥。随着城市化进程的发展，六十年代开始，研究人员工着手认真研究净水厂排泥水处理和污泥处置工作，调查了净水厂的排泥与净水厂净水工艺间的关系，探讨了净水厂排泥与污水厂排泥的异同，七十年代，美国联邦政府颁布布《水污染控制法》，要求各州制定标准，水厂污泥必须经处理再行排放；并且拟定了一个污泥处理发展草案。其发展目标是：到七十年代末，应用可实行技术合理进行污泥处理，并要求各类水厂排除污水的pH值及总悬浮物达标。到八十年代初，必须考虑污泥处理工艺的经济性，要求对污泥处理后的析出液或滤液回用；到八十年代中期，在全国范围内消除污泥排放造成环境污染。日本于1975年也颁布布了《水质污浊防止法》，规定没有沉淀池和滤池的净水厂，其排出水必须经处理至符合水质排放标准。近年来，美、俄、日、英、法等发达国家的各大、中城市新建的净水厂中均设置了较为完善、自动化程度高的污水和污泥的处理设施。离心脱水、加压脱水等机械脱水方法应用普遍。欧洲有些净水厂，由于原水中的悬浮物含量低，浊度小，水厂排水中泥含量少，往往将排泥直接排入市政污水管理，输送到就近的污水厂统一进行污泥处理，据有关资料，欧洲许多国家净水厂经过浓缩和脱水处理的污泥量，占全部净水厂污泥量的70%。污泥脱采用的具体技术，因各国的自然条件和习惯，有明显差异。然而近年来的总体趋势是，干化声和干化塘的使用减少，离心与压滤脱水逐渐占统治地位。
我国的净水厂污泥处理和处置工作起步较晚，由于净水厂的排泥，在过去一般均认为其组成与水体的原有固体组分相当，只增加了处理过程中的一些絮凝剂，对环境害影响甚微，因而，目前为止绝大数净水厂的排泥还是直接排入水体，但随着我国政府对水资源保护工作的日益重视，特别是城市规模的不断的扩大，净水厂的排泥逐渐突出，据粗略统计，我国最大城市，上海市各净水厂每年能过排泥进入水体的悬浮就达30万tds（吨干固体），有机物按10%含量，可达3万tds以上。净水厂的排泥正受到有关部门的密切关注，《中华人民共和国水法》、《中华人民共和国水污染防治法》等一系列水资源保护法律法规的颁布实行，我国在八十年代净水厂排泥被提上议事日程，对水厂污泥进行无害化处理已成为目前国内城市供水行业的重要任务。
目前我国在净水厂专设污泥处理并投入运行的只有少数几个大规模的城市净水厂，有北京市第九水厂、石家庄润石化厂、深圳梅林水厂、上海闵行水厂、河北保定二水厂。
2、福州市西区净水厂污泥处理研究
福州市西区水厂总规模为60万m3/d，已建成投产45万m3/d，计划于2000年再扩建功立业5m3/d达到终期规模。由于多方面的原因，目前西区水厂的排泥均未经处理直接排放。根据福州市自来水总公司2000年技术进行规划，西区水厂终期规模建成后，水厂的排泥水必须达标排放，即SS
⒉1福州市西厂水厂污泥干化试验方法
各种条件下污泥的测试的特性参数有：污涨的含固率、污泥的悬浮固体浓度（SS）、污泥的可挥发性悬浮固体浓度（VSS）、污泥的化学需氧量（CODMn）、污泥的比阻（r)、污泥的压缩系数（s）。
试验方法包括：
⑴重力沉降柱模型
如图1示，柱高1200mm，直径200mm，电动调速机转递0.5r/min。
⑵玻璃干化柱模型
如图2示，柱高1500mm，直径100mm。
⑶小型干化床模型
如图3示，长1.2m、宽0.8m、高1.5m的砖砌小型干化床4个。滤床由10cm厚的粗砾石与30cm厚的建筑用沙组成，床底部沿长度方向安装有塑料穿孔集水管，及时排除下渗滤液。沙面以上不同高度安装有撇水阀门，可及时排除上澄水。
⒉2污泥量的确定
⒉2.1原水浊度与悬浮固体浓度间的关系
净水厂的化学凝聚沉淀污泥，主要由原水中的悬浮物、胶体物质、有机物、以及混凝剂形成的胶状金属氢氧化物组成。在原水中有机物含量不高情况，水厂污泥中的固体物含量，大体上可由原水中悬浮物总量加上投加的药剂量计算得到。
原水浊度（Turbidity)和悬浮固体含量（Suspension Solid)均可用来表征原水中含泥量的多少，水厂通常只有浊度指标。西区水厂原水浊度及其悬浮物含量的相关关系如图4，
经线性回归有如下关系：
SS=1.76T+4.9
式中SS——原水的悬浮固体含量，mg/L；
T——原水浊度，NTU。
回归分析中相关系数为R2=0.98，相关性很好。
⒉2.2.污泥量的计算
根据式（1）的回归关系，以及矾耗与生成的A1（OH）3的重量比，可得出原水浊度、矾耗与污泥的干固体产量之间的关系如下式所示：
Cw=SS+P×A
式中Cw--单位水量的污泥干固体量，mg/L；
P—药剂和由药剂产生的固体物之间的重量比，这里取0.234。（西厂矾耗折算为A12（SO4）3.18H2O， 2A1(OH)3/A12(SO4)3.18H2O=0.234)
A—药剂投加量，mg/L。
Sw=Cw×Q×10-6
式中Sw—日产干固体量，t/d；
Cw——单位水量的污泥干固体量，mg/L；
Q— 以终期日产量60万m3/d计。
西区水厂取水口上游建有水口水电站，对闽江上游的泥砂有较强的静沉和拦截作用，西区水厂原水浊度常年较低，但是由于受洪水及水口水库存放水的影响，常年在5——8月份有较大的波动。以最高浊度作为净水厂排泥处理设施的选择依据显然是不经济的，比较合理的作法是以95%保证率为基本要求，对最高浊度时进行校核调节容积。
以1999年西区水厂原水浊度作频率分析，得原水浊度频率曲线如图5。
由频率曲线及西厂生产报表可知，西厂原水平均浊度为24.9 NTU，相应矾耗为14.4mg/L；浊度较高时（即95%概率）浊度为35NTU，相庆矾耗为19mg/L；1%概率时浊度约为150NTU，相应矾耗为24mg/L。沉淀池出水浊度最不利时为8NTU，滤池出水浊度最不利时为0.5NTU。所以，在95%保证率下，西区水厂日产干污泥量Sw=42.6tds。
2.3.污泥的浓缩
污泥的重力浓缩是污泥脱水前必不可少的预处理过程，无论是天然干化或是机械脱水，经过浓缩预处理可以大大降低后续过程的设计规模和工作负荷。
2.3.1.西区水厂污泥性质
现场测试的西区厂沉淀池污泥性质如表1。
西区水厂沉淀池污泥性质表
测定日期 含固率
（%） 悬浮固体SS
（g/1) 挥发性悬浮固体VSS
（g/L) 化学需氧量
（mg/L) 比阻r
(cm/g) 压缩性系数s 3.26 1.76 16.9 1.65 477.9 1.5E12 11.3 4.9E11 0.9 11.25 9.3E11 0.79 12.11 4.7E11 0.88 12.25 1.06E12 1.13 3.31 4.2 40.9 5.1 2515.6 1.05E12 1.08 4.7 1.7 16.9 2.9 1753.6 2.05E12 0.86 6.28 0.8 7.8 780.2 1.88E12 0.99 6.29 2.2 21.1 1364.7 9.6E11 1.05 7.8 2.35 23.3 1400 7.14E11 7.15 1.9 18.9 1095 8.34E11 0.98
比阻r在4.7×1011至2.5×1012cm/g的范围内变化，如果沉淀池及时排泥，絮凝污泥未因放置时间太长而失去活性，比阻不超过1.251012cm/g，按AWWA的划分标准，西区水厂污泥的脱水性能在铝盐絮凝污泥中发球中间水平。西厂沉淀池排泥有时周期比较长。这虽然对提高排泥含固率有利，但对污泥脱水性能及控制浓缩池上清液浊度不利。因此及时排泥，有利于保证污泥的处理效果。压缩系数s在0.79-1.13之间变化。s太低污泥颗粒容易堵塞滤布，太高则颗粒刚性大，颗粒间的水分部不容易被挤压排出。西区水厂压缩系数在0.79-1.13之间属比较理想的范围。西厂污泥中VSS占SS的比例为10%左右，属河水水源的正常范围，比一般水库存水污泥的灰分低。有机物含量低，污泥的亲水性也就小，比较容易脱水。西厂污染性质测试的结果，从r、s、VSS等方面看，西区水厂的污泥脱水性能尚好，比多数水库水的污泥好；较浊度较高，且有机物含量低的河水污泥稍差。
2.3.2.西厂污泥的重力浓缩
迪克（Dick）的固体通量法5静态沉降试验是重力浓缩最常用的试验方法。
固体通量法可以表示为：
G=Gu+Gi=uCi+viCi
式中 G——总固体通量，kg/m2.hr；
Ci--=-污泥固体深度，kg/m3；
Gu----向下流固体通量，kg/m2。hr；
Gi----自重固体通量，kg/m2.hr；
u----向下流济m/hr；
vi---初始固体浓度为的界面沉速m/hr。
浓缩池的面积：
A≥Q0C0/GL
式中Q0--入流污泥流量，m3/hr；
CO--入流污泥浓度，kg/m3；
GL--极限固体通量，kg/m2.hr；
A--浓缩池面积m2。
知识逆向迁移的产生，主要是由于学生不能准确地掌握物理的基本概念和基本理论，只进行简单的记忆，忽视概念之间的区别与联系，从而形成知识的逆向迁移的现象。
1.未理清概念之间的关系。
物理学中有许多相关联的物理概念和规律，它们之间既相互联系，又具有各自不同的本质属性，学生如果不加以理解和准确掌握，加之对相关的物理图景理解不透，就会将它们之间的关系简单化，极易产生后续学习对先前学习的逆向迁移。如静电场与重力场，电力线与磁力线，库仑定律与万有引力定律，质量与重量、动量与动能，电场强度与电场力，电压与电动势，力的合成与力的分解，正功与负功，电场强度与电势，电场强度与点电荷电场强度，等等。
2.思维定势所致。
思维定势，就是按照积累的经验教训和已有的思维规律去解决问题。这固然有其积极的一面，如在条件不变的情境时，思维定势能使人迅速地从知识题库中提取已有知识和经验，迅速解决问题，提高思维效率。但如果学生的思维定势太强，且不注意新问题与旧问题之间的差异，则对问题解决具有较大的负面影响，造成知识和经验的逆向迁移。在教学实践中发现，学生解题中的许多失误，都是由不良的思维定势造成的。
二、防止逆向迁移的措施
1.把握理解的方向，构建知识网络，防止逆向迁移。
在学生形成概念、掌握规律的过程中，引导学生正确进行科学抽象，由感性认识上升到理性认识阶段，这是形成概念、掌握规律的关键。观察同一个物理现象，不同的学生会得出不同的结论。因为在每一个物理现象中，存在着多种因素的影响。如果把握不住抽象思维的正确方向，就会得出错误的结论。例如：在力、热、电、光、原各单元内，总可以找到一些中心概念，以此为支撑进行放射，形成网络，不仅便于记忆，而且便于在系统内对概念、规律进行升华。比如，以“电路”为中心辐射，就会形成以电路为中心，电路的描述、电路的能量、电路的链接、电路的定律、电路的实验等为分支与末梢的电路知识与方法网络。
2.运用对比分析，减少逆向迁移。
有比较才有鉴别，有鉴别才能认识新旧知识之间的联系，从而有效地防止逆向负迁移。例如：学完判定电磁感应现象中的感应电流方向的右手定则后，会干扰学过的判定通电导体在磁场中所受磁场力方向的左手定则的正确运用。这时我就及时进行对比分析，使学生认识到在两个定则中，磁感线都垂直穿入手心，拇指分别指导体切割磁感线的运动方向和所受磁场力方向，四指均指电流方向。通过对比学生加深了对知识的理解，强化了学习方法，有效地避免了逆向迁移的发生。
3.注重习题设计，克服逆向迁移。
学生初次接触到某个概念、规律有一个逐步学会的过程，如果把过难的题“一次到位”地摆在学生面前，甚至把经典的高考试题、综合试题放到学生面前，不但会挫伤学生学习的积极性，而且会让学生感到害怕，丧失学习物理的自信心。因此在习题的设计中应循序渐进、分层设计，对不同的学生设计不同的问题，在不同的教学时段设计不同的问题，比如根据不同的需要设计基础闯关、能力提升、综合拓展试卷，错题过关试卷等。只有这样，才能在巩固知识的同时，让学生在解决问题的过程中学会梳理知识、形成能力，在解决问题的过程中对概念进行辨析，掌握物理规律。总之，教师要通过一题多变、一题多解、一提多答等多种形式的练习，培养学生的应变能力、创造能力和思维品质，从而消除知识的逆向迁移。
4.重视讲评课，查漏补缺，减少逆向迁移。
讲评课教师重在解题思路的分析和点拨，可以引导学生阅读题中的关键字、词、句，挖掘题中的隐含条件；或引导学生回忆题目涉及的相关物理知识，挖掘物理概念、物理规律的内涵和外延；或探寻题中的已知因素和未知因素之间的内在联系，再现正确的物理模型，建立物理方程，等等。切忌满堂灌输式地面面俱到、蜻蜒点水式地简单肤浅，要针对重点知识、重要解题方法，对具有典型错误的代表题，进行精心设疑、点拨，耐心启发，并留给学生必要的思维时空，让学生悟深、悟透。
讲评课后必须根据讲评课反馈的情况进行矫正补偿，这是讲评课的延伸，也是保证讲评课教学效果的必要环节。可要求学生将答错的题全部订正在试卷上，并把自己在考试中出现的典型错误试题（包括错解）收集在“错题集”中，作好答错原因的分析说明，给出相应的正确解答。教师要及时依据讲评情况，再精心设计一份针对性的练习题，作为讲评后的矫正补偿练习，让易错、易混淆的问题多次在练习中出现，以达到矫正、巩固的目的。
1 污泥的挑战
由于城市污水和工业污水截留率的提高和污水处理效率的改进(如化学法除磷可使污泥量增加30%)，使得在世界范围内污泥总量戏剧性地增加。
土地应用仍是污泥处置中可持续发展的一条出路，主要理由如下：
碳和营养物的回用；
农业用地的有无和远近；
低投入和运行花费；
严格的法律规定和控制程序以保证安全和有肥效。
然而，根据一些情况或当地规定，污泥生产者在土地应用前不得不进行高级，更昂贵的处理以满足进一步的要求，如堆肥、高温消化处理或高温消毒。
但是，很大一部分污泥因为显而易见的原因而不能用于农业，如微污染物、病菌超标或缺乏肥效、距离太远等等。有时可能由于公众的不信任。这样，污泥或者被填埋或者通过高温氧化销毁。
2 污泥处理和处置的可持续性战略
在进行任何技术研究之前，应先对公众是否接受进行估计。即使是从技术，成本和环境影响方面来讲都是最好的处理方法，也可以由于没有向邻居进行很好的解释而遭到否定。不管最终处理方法是什么，应该记住的是将来的处理应是安全，环保(保护人，动物植物)并且应当增值(物质和／或能源的回收)。为了这些目的，污泥处理应减小污泥体积，改进污泥质量，减少公害的排放。
在这篇文章中，我们将简介一些重要工艺，以满足运行者的需要，并且涉及到其他技术或法规约束问题。
2.1 土地应用的可持续发展战略
加拿大诺曼公司在污水处理方面推出了一项专利技术--双威污水污泥处理系统，包括VERTREATTM污水处理工艺(简称VT工艺)和VERTADTM污泥处理工艺(简称VD工艺)。在加拿大和美国已建有3座采用该工艺的污水处理厂投入运行。
1 VT处理工艺
1.1 工艺概况
VT污水处理工艺利用潜置于地下的竖向反应器对污水进行超深水好氧生物处理。该工艺与普通深井曝气工艺相比，其主要特点是：设有3个不同功能的处理区，使反应池体积更小、氧的利用率更高，从而有效地降低了工程投资和运行费用。井式生化反应器从上而下分为氧化区、混合区及深度氧化区3个部分(见图1)。该反应器深一般为75～110 m，直径通常为0.7～6 m。
VERTREATTM是一种高效率的生物反应器，可以广泛地用于高浓度工业废水和生活污水的处理，与其他深井曝气工艺相比较，其不同之处在于，VERTREATTM工艺包括3个不同的处理区。氧化区：这个区在井筒的上部，包括一个同心通风试管和供混合液体再循环带；混合区：这个区域直接位于氧化区的下部，恰好位于整个井深度为3/4的位置，上部区域高速率的生物氧化反应所需的空气注入到混合区，提供空气提升循环的运行动力；深度氧化区：这部分位于井的底部。
VERTREATTM反应器可以通过普通的井钻和井凿技术来安装。反应器深度通常可达110 m，其占地面积仅相当于传统活性污泥法一个反应池的占地；其空气消耗量为传统活性污泥法的10%。井筒的直径一般可达3 m，其具体大小由待处理的污水的水质和水量来决定。
1.2 工艺流程
参见图1，工艺具体流程如下：
①起始阶段，空气通过入流管进入混合区以产生循环。升起的气泡产生一个密度坡度，从而导致空气在氧化区内循环。
②一旦这个循环建立并稳定后，空气注入点转移到混合区的下部。未处理的污水通过入流管在混合区空气注入点的同等高度进入液体循环。
③压力和深度导致了高的氧气传导速率从而保证混合区内的混合溶液中具有高的溶解氧量。氧化区内高的反应速率保证了有机物能在垂直循环圈的上部被生物氧化。
④再循环液体沿着井筒的竖壁到达上部箱体中，在那里含有废气的气泡可以将废气释放进入大气。去掉这些微生物呼吸作用产生的气态产物对于防止这些废气重新回到系统内而影响空气动力效率是非常必要的。
⑤混合液体中比例较小的一部分从混合区进入下部深度氧化区。这个区域内溶解氧含量极高，停留时间较长，因而有极高的BOD去除率。同时饱含的溶气也有利于后续气浮澄清池中的固液分离。
⑥深度氧化区内的混合液体以极快的速度(2 m/s)进入气浮澄清池，这可保证砂粒和固体物质不会沉积在井的底部。
⑦混合液体行至上表面过程中的快速减压可以产生经过充分充氧的低密度的悬浮物。再经过气浮澄清池中的有效分离，可以产生结合密实的生物絮体和高质量的待消毒和排放的液体。
1.3 工艺特点
与其他污水生物处理工艺相比，VT技术具有以下特点：
(1)运行费用低。通常只有传统活性污泥法的一半以下。
(2)占地少。本系统结构非常紧凑，所需占地面积通常只有传统工艺的10%～20%。
(3)环境影响小。和传统工艺相比，VT工艺的VOC(挥发性有机化合物)排放量是最低的。由于占地小，也便于根据特定需要将系统置于封闭的建筑之内。
(4)维修、管理方便。并可以通过自动控制，实现无人值守。
(5)抗冲击负荷能力强。
1.4 主要技术经济指标
BOD去除率≥95%；出水BOD＜15 mg/L，SS＜15 mg/L；去除1 kg BOD耗电≤0.8 kW·h。对城市污水而言，每处理1 m3水耗电0.1 kW·h左右；占地面积仅为传统污水处理工艺的10%～20%。
2 VD处理工艺
2.1 工艺概况
VD工艺是一种高温好氧污泥消化技术，初沉污泥及剩余活性污泥经VD工艺处理后，可转化成美国环境保护局(USEPA)CFR?503条规定的A级生物固体。A级生物固体可直接用作土壤肥料，彻底解决污泥的最终处置问题。该工艺的核心是深埋于地下的井式高压反应器( 见图2)。该反应器深一般是110 m，井的直径通常是0.5～3 m，所占面积仅为传统污泥消化技术的一个零头。
VERTADTM是一个高效的高温好氧污泥消化过程。与其他高温消化系统相比，其不同之处在于将3个独立的功能区放在1个反应器中进行。井筒的最上部是第一级反应区，包括一个同心通风试管和用于混合液体循环的再循环带。混合区在第一级反应区的下部，位于整个井筒的1/2深度处。在井筒上部区域所发生的高速率生物氧化所需的空气注入区域，为空气循环提升提供动力。第二级反应区域在井筒的底部，井径3 m，井深一般约100 m，是普通好气氧化所用气量的10%。具体由污水浓度及污泥量确定。
2.2 工艺流程
参见图2，具体工艺过程如下：
①起始阶段，空气通过入流管进入混合区以产生循环。升起气泡产生一个密度坡度，从而导致空气在氧化区内循环。
②一旦这个循环建立并稳定后，空气注入点转移到混合区的下部。未处理的污泥通过入流管在混合区空气注入点的同等高度进入液体循环。
③压力和深度导致了高的氧气传导速率从而保证混合区内的混合溶液中具有高的溶解氧量。氧化区内高的反应速率保证了有机物能在垂直循环圈的上部被生物氧化。
④再循环液体沿着井筒的竖壁到达上部箱体中，在那里含有废气的气泡可以将废气释放入大气中。去掉这些微生物呼吸作用产生的气态产物，对于防止这些废气重新回到系统内影响空气动力效率是非常必要的。
⑤混合液体中比例较小的一部分从混合区进入下部第二级消化区。这个区域内溶解氧含量极高，停留时间较长，所以，污泥中剩余的有机物在此被高度氧化。同时所含的溶气也有利于后续产物池中的固液分离。此过程最关键和最重要的特点是在这个过程中随着有机物的氧化，污泥温度不断升高，并利用周围良好的保温环境使反应器的温度得到稳定。
⑥消化后的污泥以极快的速度到达地表的产物箱，这个速度可以保证砂粒和固体物质不会沉积在井底。
⑦混合液体行至上表面过程中快速的减压可以导致固体物质从液体中分离并悬浮于表面。分离出来的高浓度生物具有不同的用处。废液循环至二级处理以便于达标排放。
2.3 工艺特点
VD污泥处理技术与传统的厌氧及好氧污泥处理工艺相比，具有以下优点：
(1)投资省。在大多数情况下，总投资比传统工艺低。
(2)占地小。本系统结构非常紧凑，占地面积小。
(3)处理效果好。在处理过程中，挥发性固体要减少40%～50%。经处理后的出厂污泥可达到US EPA污泥A级标准。污泥经脱水后，可以直接用作土壤肥料，彻底解决污泥的最终处置问题。
(4)运行费用为传统高温好氧消化的一半以下。
(5)对经消化后的污泥，只需投加少量的有机絮凝剂进行污泥脱水，就可使污泥的含水率降至65%～70%。
(6)环境影响小。采用VD污泥处理工艺，异味气体和挥发性有机物的排放量很低。
(7)在气候非常恶劣的地方，或者对环境有特殊需要的情况下，便于将该系统置于封闭的建筑之内。
(8)维修、管理方便。并可以通过自动控制，实现无人值守。
中图分类号：TQ341+.1 文献标志码：A
Research on Treatment Technology of Viscose sewage and Sludge
Abstract： The disadvantages of traditional technology for viscose sewage treatment were analyzed. According to several experiments， the primary physico-chemical method was confirmed. The optimized conditions were determined as follows， the pH value of aeration neutralization pool was 3， the dosage of FeSO4 and H2O2 in oxidation pool were both 800 mg/L， the pH value of neutralization coagulation pool was between 8 and 9， and the PAM dosage was 3 mg/L. After comparing the sludge dewatering effect of plate pressure filter with belt filter， the authors concluded that the effect of the former one was better.
Key words： viscose sewage； physico-chemical method； sludge dewatering
目前，粘胶纤维的生产普遍采用的是碱性黄化制胶和酸性凝固成形工艺，而在粘胶纤维生产过程中需要浆粕、烧碱、硫酸、CS2等大量的化工原料，由于粘胶纤维生产混合废水的酸性很强且富含锌盐和硫化物，如果直接排放将造成水体污染以及资源的浪费，治理难度较大，传统的生化-物化工艺不太稳定，处理效果不理想。
本研究采用一级物化-板框压滤处理粘胶生产废水及污泥，并对处理工艺各环节运行指标进行试验研究，确定了此工艺的最佳运行参数。
1 传统处理工艺的缺点
粘胶行业的酸性废水和碱性废水的排放比例约为3∶1。酸性废水主要来源于纺丝工段、酸站及后处理工段。废水中含有Na2SO4、ZnSO4、H2SO4、H2S、CS2、油剂及表面活性剂等，pH值在 1 左右；碱性废水主要来源于原液工段、纺丝工段及后处理工段，其中含有低聚合度纤维素、半纤维素、烧碱、硫化物及各种变性剂等，而废水中COD值较高，大约在1 300 mg/L左右，同时由于含有大量纤维素造成废水悬浮物偏高，而pH值在11 ～ 12之间。
粘胶行业针对污水处理大部分采用物化-生化两级处理工艺，主要由均和池、曝气池、中和池、生化池等处理单元组成。废水经过格栅去除较大悬浮物后进入均和池，在此酸性废水与碱性废水混合，然后进入曝气池去除H2S和CS2，再进入中和池调节pH值至碱性以去除Zn2+，然后进入生化池去除COD，经二沉池沉淀分离后排放。
上述传统工艺由于加入了生化系统，在运行管理方面需要投入很大的人力物力，同时由于粘胶行业废水的可生化性较差，需要增加其他辅助工艺以提高废水的可生化性，而生化系统会增加污泥处理量和费用，在生化系统运行时有异味散发，对周边环境产生了污染。另外，由于粘胶行业废水温度较高（进水在50 ℃左右）不利于好氧菌生长，容易产生污泥膨胀，造成系统不能稳定运行，出水指标波动较大。
2 一级物化处理工艺
2.1 工艺流程
针对以上问题，本研究对处理系统进行了工艺改进，以一级物化处理工艺代替物化-生化两级处理工艺。由于粘胶碱性废水含有大量纤维素，这是粘胶废水COD的主要来源之一，而这些纤维素与酸性废水混合后会产生轻质纤维素纤维成为絮状悬浮物，可通过气浮法去除，而废水中的一些其他污染物也可以采用物化法去除，最终使废水达标排放，因此针对粘胶废水采用一级物化处理工艺是可行的。具体工艺流程如图 1 所示。
2.2 曝气均和池
碱性废水与酸性废水在此混合，碱性废水中的纤维素遇酸生成轻质纤维素纤维，同时利用碱性废水对酸性废水进行中和，减少了后续pH值调节剂的使用量，实现了以废治废。同时酸性废水与碱性废水混合后，废水的pH值一般在2 ～ 3 左右，仍呈现酸性，这对粘胶废水的处理非常有利，因为在酸性条件下粘胶会分解出H2S、CS2气体，经曝气逸出。而经试验证明，pH值小于 3 时硫化物的去除率非常理想，废水中的S2-低于 1 mg/L，满足国家排放标准。实验结果如图 2 所示（废水中S2-浓度在150 mg/L左右）。
2.3 气浮池
曝气池出水经提升泵站加压后进入气浮池，大量纤维素得以去除并回收，同时也能使废水中的油剂去除掉，有效地降低了废水的COD（可降低10%左右，质量分数）。
2.4 氧化池
氧化池主要是采用芬顿法化学氧化废水中的溶解性有机物。在此选用的氧化剂为H2O2（质量分数为27.5%），FeSO4作为催化剂。H2O2不仅性能稳定氧化能力强、不增加新的物质，而且可以提高废水中溶解氧的浓度，防止废水中的硫酸盐还原为硫化物。但在使用时对废水的pH值有一定的要求，废水的酸碱性影响着随后生成羟基自由基和有机物的降解反应。废水pH值大于 4 时Fe2+易被氧化形成Fe（OH）2沉淀，芬顿反应不能顺利进行，所以废水pH值一般不应大于3.5。而经过酸碱中和后的废水pH值正好满足该要求，所以将氧化池放在气浮池后面。
此方法对FeSO4和H2O2的投加量有一定要求，当FeSO4浓度较小时不利于催化反应的进行，较高时影响出水的色度；H2O2较少时氧化不彻底，而过量的H2O2残留在废水中，在测试COD时会被重铬酸钾氧化，增加了COD值。所以需要对两者的投放量进行试验摸索。试验步骤如下。
（1）FeSO4和H2O2最佳投药比例的确定。把H2O2投药量固定在600 mg/L，调整FeSO4与H2O2的投药比分别为0.6∶1、0.7∶1、0.8∶1、0.9∶1、1∶1、1.1∶1、1.2∶1，测定出水的COD值，计算去除率，确定最佳投药比；试验结果如图 3 所示。图 3 表明，在投药比为1∶1的条件下，对COD的去除率最高。
（2）在投药比为1∶1的条件下，进行FeSO4和H2O2最佳投药量的试验，分别调整投药量为600、700、800、900及1 000 mg/L进行试验，测定出水COD值，计算去除率，试验数据如图 3 所示。通过图 3 分析得出，FeSO4和H2O2的最佳投药量为800 mg/L，COD的去除率可达67%（质量分数），出水COD值为400 mg/L左右。
2.5 中和混凝沉淀池
废水中存在的大量Zn2+、Fe2+以及剩余S2-需要在碱性条件下通过沉淀的方法去除，但是Zn（OH）2是两性物质，它的溶解度与pH值的大小有直接关系，为此特进行了模拟实验（使用生产废水作为原水）。通过向中和混凝沉淀池中投加石灰乳调整废水的pH值条件，观察沉淀的情况并测定剩余的Zn2+浓度，数据如表 1 所示。
从表 1 可以看出，pH值在 8 ～ 11时出水中的Zn2+浓度均能达到排放标准。综合考虑排放标准中对pH值的要求以及运行成本等因素，将此环节的pH值控制在 8 ～ 9 之间。
混凝剂PAM的投加可以加速沉淀的生成，去除废水中细小的悬浮物、胶体以及部分COD。但由于混凝剂的胶体保护作用，所以混凝剂投加量并不是越多越好，经过试验得出混凝剂PAM的最佳投药量为 3 mg/L。
从以上各环节试验可以看出，本研究采取的工艺是可行的，在实际运行中经过对出水的监测，各指标完全满足排放标准，运行中的出水指标见表 2。
3 一级物化工艺的污泥处理
目前大多数污泥均采用带式压滤机或板框压滤机进行脱水。带式压滤机主要依靠辊轴对滤带中污泥的挤压实现泥、水分离，最后形成滤饼排出；板框压滤机依靠压缩空气带动压紧装置压紧板、框实现泥、水分离。为了比较两种方法的优劣，本研究对唐山某化纤公司新、老厂的污泥脱水系统做了运行跟踪调查，数据如表 3 所示。
由以上数据可以看出板框压滤机无论运行费用还是处理效果均明显优于带式压滤机，另外带式压滤机在运行过程中需要对滤布进行连续冲洗（可使用处理后的污水），这会造成车间内部含有大量水汽，容易导致压滤机电器元件的损坏，同时也使工人的操作环境恶化；而板框压滤机采用的是免洗滤布，每年更换一次，节省了人力财力，也避免了操作环境的恶化。由以上分析得出，板框压滤机可作为污泥脱水的首选。
4 总结
以上实验证明，采用该工艺处理粘胶行业废水及产生的污泥是可行的，出水可以达标排放。通过实验确定的操作条件为：在曝气均和池中调整pH值为 3，氧化池中FeSO4与H2O2投药比为1∶1，FeSO4与H2O2的加入量均为800 mg/L，中和混凝池的最佳运行条件是调整pH值到 8 ～ 9。在实际生产中应用时还需注意以下两点：
（1）污水处理系统使用石灰乳调节pH值时，最好选用石灰粉调配石灰乳，以避免由于生石灰（块状）不纯而增加污水中杂质的含量，增大污泥处理量；
（2）污泥经过脱水后可以对其进行进一步的干化或焚烧处理，以彻底解决污泥污染问题。
总之，随着国家对环境保护法律法规的不断完善，粘胶行业废水及污泥的无害化处理越来越受到重视，各生产企业应加大环保的投资力度，完善处理工艺，以达到节能减排的目的，而一级物化处理+板框压滤机处理工艺无疑是一个不错的选择。
参考文献
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中图分类号：X74 文献标识码：A
1 概述
在油田生产、储运、炼制及含油污水处理过程中，都会产生大量的含油污泥。将会对生产区域和周边环境造成不同程度的影响，国家已颁布实施了《中华人民共和国固体废物环境污染防治法》、《排污费征收使用管理条例》，含油污泥已被列为危险固体废弃物。采用一定的回收处理技术，可将含油污泥中相当量的污油回收，在实现环境治理和防止污染的同时，具备一定的经济效益和巨大的社会效益。
根据边远油田、炼油厂、油品储藏区等含油污泥产量低、区块分散、地面环境条件差的特点，以简单、适用、安全、可靠、满足生产为设计原则，我公司专门研制出模块式橇装移动含油污泥处理装置，采用化学热洗、离心分离、重力沉降的工艺处理含油污泥。模块式橇装移动含油污泥处理装置的设备复杂多样，结构要求紧凑。装置内各设备的合理布置成为设计的重点、难点。离心处理装置的布置可归结为：露天化、流程化、模块化、集中化。
2 离心处理装置设备选型
离心处理装置为该套装置的核心装置，包括卧螺离心机、换热器、螺旋输送器、中间罐、提升泵以及控制系统组成，具有自动冲洗、报警等功能，自动化程度高。流程如下：从调质污泥提升泵来的含油污泥首先经过过滤器去除残留的较大颗粒，经换热器加热，与化学药剂混合后送至两相离心机；进入两相离心机的污泥在离心力作用下实现固液分离，分离出的固体污泥通过螺旋输送机排出；液相进入中间缓冲罐，由油水混合物提升泵外输。
2.1 泵的选择。根据工艺流程中，泵输送物料的物理性质、化学性质、物料组成，结合不同类型泵的工作原理，综合考虑泵的选择类型。初步选定一台结构尺寸较小且能满足工艺要求的离心泵用于输送清水，一台螺杆泵输送含泥污油。
2.2 换热器的选择。受装置空间的限制，换热器不能过于庞大，考虑到设备一般用于较偏远地区，所选设备要结构简单，维修更换方便。根据工艺要求，选用板式换热器。
2.3 阀门的选择。阀门笼统的划分为通用阀门、特殊阀门。离心处理装置中只涉及到通用阀门，即：球阀、闸阀、蝶阀、截止阀等。
3 总布置图设计
总布置图设计包括设备布置、管道布置设计。根据工艺流程要求，该装置设计成二层橇装式设备，既节省了空间，又使管道整齐美观，在经过离心装置处理后，固液物料可以直接进入下游装置。
3.1 设备布置设计
3.1.1 设备布置。设备布置的一般要求：（1）要满足工艺流程要求，按照物流顺序布置设备；（2）设备布置要符合安全生产和环境保护要求；（3）应考虑管道布置安装经济合理和整齐美观，节省材料，便于施工、操作、维修；（4）离心处理装置，设备的布置根据工艺流程，分为二层布置，充分考虑安全生产、外形美观的要求。
3.1.2 泵布置设计。离心处理装置中采用了露天布置、半露天布置，主要与工艺要求保持一致。泵底座采用型钢焊接而成，跟设备主框架采用螺栓活连接，既能固定设备，又便于泵的维检修。
3.1.3 换热设备的布置设计。在离心处理装置中有两台换热器，根据规范要求，宜集中布置在一起，便于热源进出管线的设计。离心处理装置中两台换热设备集中布置在一层橇座上，靠近上下游设备，且布置在主框架边缘位置，便于设备的操作、维检修。
3.1.4 阀门的布置设计。阀门安装的总体要求就是要便于操作、维修。离心处理装置中，经常操作的阀门均布置在装置边缘处，便于操作，对于平行管线上的阀门，其阀门中心尽量布置在一条直线上，且管线底标高取一直，便于管线支架设计。
3.2 管道布置设计。管道布置设计的一般要求有；（1）管道布置设计应符合工艺管道及仪表流程图的要求；（2）管道布置应统筹规划，做到安全可靠、经济合理、满足施工、操作、维修等方面的要求，并力求整齐美观；（3）管道布置不应妨碍设备、机泵及其内部构件的安装、检修；（4）设计输送固体物料管道时，应使管道尽可能短；（5）布置与转动机械设备连接的管道时，应使管系具有足够的柔性，以满足设备管口的允许受力要求；（6）对于管道表面温度超过60℃的不保温管线，在距离面或操作平台2.1m以内者、距操作面0.75m以内者，应考虑人员防烫保护。
离心处理装置中，管道布置严格按照管道设计一般要求进行设计，具体从四个方面体现：泵管道设计、换热器管道设计、管道放净设计、管道人员防烫保护设计、管道支架设计。
3.2.1 泵管道设计。离心处理装置中，泵的类型有离心泵、正位移泵，泵吸入管道在满足热应力的前提下尽量短、少拐弯，装置中充分考虑了设备与泵之间的位置关系，进口的减震措施采用改变管道走向，增强自然补偿能力，节约材料，同时还节省了空间。
3.2.2 换热器管道设计。换热管道的布置方便操作，不影响换热器的维检修。离心处理装置中，两台换热器热介质出口管线在橇内合并到一起，共用一台疏水阀，管道简单，布置紧凑。根据工艺流程，蒸汽进换热器管道、冷介质出换热器管道，其操作温度均高于60℃，在管线没有保温层的情况下，在操作侧的管道，以及经常操作的阀门，均考虑了人员防烫措施。
3.2.3 管道低点放净设计。根据工艺管道输送介质的不同，离心处理装置中的低点放净阀选用了两种类型：输送含泥介质的管线上，低点放净阀采用球阀，有利于防止泄露；输送不含泥介质的管线上，低点放净阀采用闸阀。放净管线的末端均采用管帽拧紧，防止误操作或者阀门忘关的情况下，介质泄露。
3.2.4 管道支架设计。根据管道的直径、壁厚、管道上阀门等的重量，初步提出支架的荷载、位置、形式，将相关资料提供给管道应力分析人员，由其核算并最终确认支架位置、形式。
结语
中图分类号：TM619 文献标识码：TM 文章编号：1009914X（2013）34005901
一、概述
随着世界人口的不断增长和城市化进程的飞速发展，城市污泥的产量与日俱增，如何安全经济地处理污泥给环境所造成的二次污染，已成为目前面临的非常重要环境问题。污泥干化焚烧发电处理是将污泥作为具有一定能量的资源看待。但污水处理厂产生的污泥因含水率高，不能简单作为发电燃料应用。必须先经干化处理，然后通过污泥流化床焚烧技术对污泥燃料进行燃烧。
污泥焚烧是指在不低于600℃的温度下，使污泥中的有机组分与氧气发生反应生成稳定的无机物，该法在所有污泥处理方法中稳定最快、减量最大。第一，焚烧可以杀死一切病原体，一切有机物在燃烧过程中都会最大程度地被分解，病原体和细菌也不例外。通过高温处理，在燃烧残渣内几乎没有病原体存在；第二经过脱水的污泥热值相当于褐煤的水平。如果污泥焚烧与热电厂燃煤锅炉结合将会减少污泥处理的成本，得到最大的节能效益。
1.一般造纸工艺污泥现状
例如富阳一家造纸厂产生的污泥情况如下：
混合污泥绝干重75t/d，混合污泥初始浓度为97%（含水率）以下。
高水分造纸污泥对热值几乎没有贡献，因此直接焚烧处理湿污泥需要消耗大量的辅助燃料，从经济性分析不合理；另外从焚烧技术角度看，低水分的污泥进入焚烧炉难以实现高效清洁焚烧，必须干化才能进行燃烧，其干度必须达到50-55%才能进入锅炉。
2.污泥干化系统
污水处理厂含水率95%污泥溶液经污泥泵输送至污泥池储存，经加药调质，通过螺杆泵进料至隔膜板式机处理后，经过皮带输送机送至强力带式压榨机压滤。投药调质就是对污泥进行化学预处理，打破细胞壁，使污泥中的内在水分容易析出，从而降低污泥的比阻，使其易于脱水。目前广泛采用高分子PAM，效果显著。
二、污泥输送焚烧
干污泥通过贮仓贮备，再通过汽车运输或通过皮带与煤混合进入炉前煤仓。干污泥进入锅炉可以是单独进入也可以是与煤混合后一起直入。
污泥与煤混合从锅炉进料口进入。由于燃料中污泥比例较小，一般低于10%。该方式适合于已建成，并且锅炉没有预先设置单独污泥进口的项目。
对于新建项目，建议在锅炉制造时单独设置污泥进口，这样燃煤和污泥分别通过不同的输送设备进锅炉燃烧，能更好的避免燃料发生堵塞现象。
污泥干化输送系统采用PLC控制系统，本系统配套的控制装置、仪表设备可以满足自动、手动、就地三种控制方式：
三、结论
3.1成品污泥的化验分析
从表中数据可以看出，各项参数都已达到设计值。
该污泥深度干化系统能耗大大低于离心式脱水机，略低于带式脱水机，但深度脱水后污泥含水率可降至50%～45%，污泥体积大大缩减，是传统脱水设备脱水污泥体积的40%左右，降低了运输成本。另外，经污泥深度干化后的污泥可直接造粒，为后续焚烧发电资源化利用处置创造了有利的条件。
焚烧是一种高温热处理技术，即在充足的氧化剂条件下被处理固体废物完全氧化的过程。在焚烧过程中，废物中的有害有毒物质在800～1200℃的高温下呗氧化、热解而达到彻底的破坏，将从而实现污泥减量化、无害化、资源化的目的，同时回收、利用污泥（污泥热值在800kcal/kg以上）焚烧过程中所释放出的能量。
3.2 环保
