時間：2024-01-13 16:28:49
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1. 前言
為處理電鍍、制造、印染等行業產生的重金屬廢水，相關環保單位或企業每年均會產生大量含重金屬（如銅、鎳、鋅等）污泥[1，2]，若不合理處置將造成嚴重資源浪費，并引發復雜的水、土生態環境問題[3]。可見，探討合理處置含重金屬污泥的工藝技術對回收重金屬污泥中的貴金屬以及預防其環境污染有重要意義。因此，本文以回收利用含銅污泥的工藝為例，介紹了一種回收處理重金屬污泥的技術工藝，即“干燥-熔煉-精煉-電解”。
2.“干燥-熔煉-精煉-電解”技術工藝
2.1 干燥
印刷電路板業、電鍍業、電線以及電纜業等重金屬工業產生的廢水中銅離子含量在幾十至幾百毫克/升之間，通常采用化學沉淀法或化學混凝法進行處理，處理過程中產生的氫氧化物沉淀即為含銅污泥，其含水率一般高達75%-85%。由于含銅污泥含水率較高，為保證后續工藝中燃燒爐的溫度、爐料的透氣性以及爐內熱能的有效利用，首先將含銅污泥經回轉窯干燥，使其含水率降至30%-40%。
干燥過程產生的廢氣由布袋除塵器和水浴除塵脫硫塔處理后經煙囪高空排放，廢氣中煙塵、二氧化硫、氮氧化物排放濃度均滿足《工業爐窯大氣污染物排放標準》（GB9078-1996）第二時段二級限值要求。
2.2 熔煉
向干燥后的含銅污泥中添加石灰，并用壓磚機制磚后送至熔煉爐進一步處理。熔煉爐由熔化和硫化兩個分區組成，二者頂端各設一個加料口，分別用于熔化區和硫化區加料。將制成的含銅污泥磚由熔化區加料口加入混合爐內，同時將由石灰石、石英石和炭精構成的混合料由硫化區加料口加入混合爐內，從爐體側部噴嘴鼓入富氧空氣，使含銅污泥和混合料在激烈攪動的高溫熔池中迅速完成脫水、熔化、造渣、還原及硫化等一系列過程，產出粗銅、冰銅和爐渣。熔煉爐一端設有電熱區并配石墨電極，其可對熔體保溫，以便粗銅、冰銅和爐渣更好的沉清分離。根據富集情況，粗銅、冰銅周期性地從出料口以澆鑄塊形式放出。
熔煉過程產生的廢氣由布袋除塵器和雙堿法脫硫塔處理后經煙囪高空排放。廢氣中煙塵，二氧化硫，氮氧化物，鉛及其化合物，砷、鎳及其化合物，鉻、錫、銻、銅、錳及其化合物排放濃度均滿足《危險廢物焚燒污染控制標準》（GB18484-2001）的最高允許排放濃度限值要求。
2.3 精煉
熔煉處理過程產生的澆鑄塊送入回轉精煉爐進一步精煉得到陽極銅板，此過程產生的銅樣表面較平直、皺紋細潔、斷面呈玫瑰紅色，亮星分布均勻，銅的品味可達到99%以上。
產生廢氣經布袋除塵器和雙堿法脫硫塔處理后由煙囪高空排放，廢氣中煙塵，二氧化硫，氮氧化物，鉛及其化合物，砷、鎳及其化合物，鉻、錫、銻、銅、錳及其化合物排放濃度均符合《危險廢物焚燒污染控制標準》（GB18484-2001）的最高允許排放濃度限值要求。
2.4 電解
精煉過程獲得的陽極銅板仍含有多種雜質（如鋅、鐵、鎳、銀、金等），因此需采用電解法進一步精煉。將陽極銅板被裝入陽極洗槽，經水清洗后作為陽極，鈦極板做陰極，以硫酸和硫酸銅的混合液做電解液。通電后，銅從陽極溶解成銅離子向陰極移動，到達陰極后獲得電子在鈦極板上析出，此過程制得的純銅含銅可高達99.95%以上，其導電性滿足電氣工業要求。而這一過程中產生的黑銅、殘極被送入回轉精煉爐進行精煉，使這些廢料轉化為純銅。
含銅污泥“干燥-熔煉-精煉-電解”處理技術（工藝流程見圖1），該工藝已在廣東省某環保有限公司實施，并產生良好的經濟和環境效益。同時，廣東省作為我國經濟和工業的強省，對金屬原料有較高的需求量，而目前相關原料供應不足，對金屬廢棄物的合理回收利用以及拓展金屬原料的供應來源尤為重要。因此，本文介紹關于處理重金屬污泥的技術工藝（干燥-熔煉-精煉-電解）有較大的應用和市場空間。
圖1 含銅污泥回收處理工藝流程圖
3. 結論
本文以含銅污泥為例，介紹了一種處理重金屬污泥的的技術工藝，即“干燥-熔煉-精煉-電解”法，該法已在廣東省某環保有限公司成功應用，該公司各排氣筒中煙塵、二氧化硫、氮氧化物排放濃度均符合相應排放標準限值要求。
參考文獻：
關鍵詞：污水污泥 穩定性 厭氧和水解
一、概述
近年來，在國家財力有限的情況下，國家連續幾年發行國債加大基礎設施的投入。其中投入大量人力、物力和財力修建了城市污水處理廠，在大量新建的城市污水處理廠中，污泥處理問題應該得到到足夠的重視。在污泥處理技術中污泥厭氧消化的投資高，污泥處理費用約占污水處理廠投資和運行費用的20-40%，并且污泥厭氧消化處理技術較復雜。在我國僅有的十幾座污泥消化池中，能夠正常運行的為數不多，有些池子根本就沒有運行。所以，這導致近年來國內在中小型(甚至大型)污水處理廠大多采用國外引進的延時曝氣氧化溝、SBR等工藝。延時曝氣是一種低負荷工藝，對于我國這樣一個資源不足、人口眾多的發展中國家，是否適合推廣這種低負荷的活性污泥工藝是值得推敲的問題。
首先，低負荷的曝氣池的池容和設備是中、高負荷活性污泥工藝的幾倍，相應的投資要高幾倍；其次，延時曝氣對污泥采用好氧穩定，能耗比中、高負荷活性污泥工藝要高40～50%左右，延時曝氣增加了能耗一方面帶來了直接運行費的增加，同時還要增加間接投資；據資料報道目前每kW發電能力脫硫需要投資1000美元，則每萬噸延時曝氣污水處理系統，增加電耗所需的脫硫投資要70萬元。如果按脫硫投資為電站投資10%計，則電廠增加投資為700萬元，這接近污水處理單位投資的50%。從可持續發展角度講，大規模的采用延時曝氣的低負荷工藝是不適合中國國情的。
所以，對污泥的處理技術必須予以充分的重視，能否解決好污泥問題是污水凈化成功與否的決定性因素之一；另外，采用高效、低耗污水處理工藝的關鍵之一是解決城市污水廠污泥處理技術，可以講在今后我國城市污水工藝的技術進步，在很大程度上取決于污泥處理和利用技術的進步。為了解決這一問題有必要加強污泥處理與利用的研究。
二、城市污水污泥的研究進展
1、兩相消化理論
目前世界各國在污泥處理的領域仍以污泥厭氧消化工藝為主。厭氧消化工藝是在四、五十年代開發的成熟的污泥處理工藝。英國在1977年調查的98個城市污水處理廠中有73個建有污泥消化池。美國建有污泥消化池的污水處理廠總數為4286個。歐美各國多數污水處理廠都建有污泥消化池。這種工藝水力停留時間長，一般停留時間的設計標準是20-30天。為防止短路和加熱，需設置攪拌和加溫設備。
美國猶他大學Ghosh教授，從70年代開始了污泥二相消化研究， 從微生物生長特點，生長動力學等方面從事了大量的研究， 在基礎研究的角度上，證明了二相工藝的優越性。但其采用的處理構筑物仍然為傳統完全混合式的消化池，所以在停留時間， 減少投資等方面沒有取得突破性的進展。自從Ghosh等人提出二相消化工藝以來，國內外在這一領域進行了不少研究。我國廣州能源所、成都生物所、清華大學等地均在有機廢水和農業廢棄物方面進行了大量的工作，上海市政設計院也對城市污水污泥的二相凈化作了大量研究。
2、厭氧技術的發展
在70年代末期各種新型厭氧工藝得到發展，例如厭氧濾池(AF)，上流式厭氧污泥床反應器(UASB)和厭氧流化床(FB)等。這些反應器的一個共同的特點是可將固體停留時間與水力停留時間相分離，使固體停留時間長達上百天。這使厭氧處理高濃度污水的停留時間從過去的幾天或幾十天可以縮短到幾小時或幾天。美國的康萬爾大學Jewell教授利用厭氧接觸膜膨脹床(AFEFB)反應器處理含纖維素廢水時發現，該反應器處理纖維素固體基質只需傳統消化池5%的池容即可達到相同的處理效果。北京環保所王凱軍在改進的上流式污泥床(水解池)處理城市污水時，發現在水解池2-3h的停留時間下，在處理污水的同時，被截留的污泥50%以上得到了消化。因此，這一信息也許揭示了新的反應器在污泥處理上的巨大潛力，也是污泥處理工藝的發展方向。與污水厭氧處理領域的進展相比較，污泥厭氧領域的發展遠遠地落后于厭氧工藝本身的發展進程。對于城市污水污泥的處理，如何將厭氧工藝的成果應用到污泥處理領域是當前的主要課題。事實上，有理由認為從70年代后期研究者開發的各種新型的厭氧反應器，例如：UASB反應器、厭氧濾池、厭氧消化床等存在著巨大的開發潛力。其完全有可能成為處理污泥新型反應器或其組成單元之一。
3、相關領域的進展
事實上，對于城市污水污泥的處理，在厭氧技術迅速發展的今天，厭氧接觸工藝已不是先進的工藝。在工業廢水處理領域，近年來在高含懸浮物固體處理最為廣泛的領域是酒精糟液的處理技術，南陽酒精廠COD濃度為25-30g/L，懸浮物濃度35g/L，pH4.5-5.0。采用兩個5000m3/d的消化池并聯運行，停留時間大約為10d。相當于負荷3.0kgCOD/m3.d，相當于懸浮物的負荷為2.0-3.0kgSS/m3.d。需要說明的是在城市需氣量較多時，酒精糟液不通過固液分離直接進入消化池，COD負荷為5-6kgCOD/m3.d。厭氧消化COD、BOD5和SS處理效率分別為75.6%、90.8% 和45.5%。
污泥中溫厭氧消化工藝的停留時間一般大于20d.(在20-30d的范圍)。相當于懸浮物負荷為1.0-1.5kgSS/m3.d，COD負荷最多為2.0kgCOD/m3.d。從酒糟廢液的處理能力和負荷而言，則大大高于城市污泥厭氧消化工藝。從這個意義上講城市污水污泥的厭氧處理技術不但大大落后于厭氧處理技術的發展，而且還落后于厭氧工業廢水處理技術的發展。
三、多級厭氧消化工藝
1、新工藝的構思
在對城市污水污泥特性和各種厭氧反應器了解的基礎上，借鑒國內外的研究結果和帶有共性的研究思路，新的城市污水污泥處理系統的思想是充分利用現有的成熟工藝的優點，將現有的成熟技術最大程度的整合，集中突破技術整合過程中的技術難點和關鍵。并將治污、產氣、綜合利用三者相結合，使廢物資源化、環境效益與經濟效益和社會效益相統一。具體工藝的基本思想是分為如下三個處理階段。
1) 第一級處理階段是液化和分離裝置
第一級反應器應該具有將固體和液體狀態的廢棄物部分液化(水解和酸化)的功能。其中液化的污染物去UASB反應器(為第二級處理的一部分)，固體部分根據需要進行進一步消化或直接脫水處理?？刹捎眉訙赝耆旌鲜椒磻?CSTR)作為酸化反應器，采用CSTR反應器的優點是反應器采用完全混合式，由于不產氣可以采用不密封或不收集沼氣的反應器。
2) 第二級處理階段
第二級處理包括一個固液分離裝置，沒有液化的固體部分可采用機械或上流式中間分離裝置或設施。中間分離的主要功能是達到固液分離的目的，保證出水中懸浮物含量少，有機酸濃度高，為后續的UASB厭氧處理提供有利的條件。分離后的固體可被進一步干化或堆肥并作為肥料或有機復合肥料的原料。
3) 第三級處理階段
在第二階段的固液分離裝置應該去除大部分(80-90%)的懸浮物，使得污泥轉變為簡單污水。城市污泥經CSTR反應器酸化后出水中含有高濃度VFA，需要有高負荷去除率的反應器作為產甲烷反應器。UASB反應器在處理進水穩定且懸浮物含量低的水有一定的優勢，而且UASB在世界范圍內的應用相當廣泛，已有很多的運行經驗。
2、實驗流程
CSTR反應器有效容積為20L，反應控制在恒溫和攪拌的條件下。物料在CSTR反應器中進行水解、酸化反應，反應器后接一上流式中間分離池(有效容積為5L)，上流式中間分離池的作用是分離在CSTR反應器內產生的有機酸。采用UASB反應器出水回流洗脫方法。經液化后的水在UASB反應器內充分地降解，產氣經水封后由轉子流量計測定產率，水則排到排水槽內，部分出水回流到中間分離池(圖1)。
實驗采用分批投料，連續運行的方式，實驗溫度保持在中溫35℃。實驗采用的污泥為高碑店污水處理廠的污水污泥，其污泥有機物含量較低VSS/TSS=45%。根據實驗的進展逐步改變運行條件，提高負荷率和縮短停留時間，并考察反應器的運行情況。在穩定條件下重點考察兩組實驗條件，即：CSTR=10d，中間分離池=1d，UASB=1d；另一組為：CSTR=5d，沉淀回流池=1d，UASB=1d。
3、結果與討論
由于污泥消化過程污泥培養階段耗時較長，在啟動的初期的監測數據沒有實際的意義。整個過程的各個反應器的停留時間和有機負荷的變化見圖2。從停留時間和有機負荷提高的情況來看，酸化池的有機負荷最終提高到15kgCOD/m3.d。而UASB的負荷穩定在5kgCOD/m3.d。
在整個運行運行期間，作為最終出水UASB反應器的COD和SS去除率和出水濃度與反應器的停留時間有著密切地聯系(圖3a)。當總停留時間(T)為7d時，COD的去除率在85%左右，SS的去除率在80～85%之間；而當T＝12d時，COD及SS去除率一直保持在95%以上。
由圖3b可見，CSTR的HRT＝5d時，CODd/CODt在35～40%左右，污泥液化效果明顯；而當HRT＝10d時，由于停留時間較長， CODd/CODt在55%以上。說明停留時間對污泥的液化效果影響很大。實驗開始測定了污泥樣品溶解性CODd值，進水CODd/CODt的比例為8.1%左右。從上面討論可見，污泥在CSTR反應器中停留10d時，其進一步水解COD占總COD的50%，而當停留時間為5d時，水解COD的比例占總COD的30%左右。對比污泥穩定性指標，與厭氧消化工藝對比可知CSTR池停留時間HRT=5d，經過水解的污泥就可以達到相當的穩定化。因此，在以后的生產性實驗中，取CSTR反應器的HRT=5d。
然而由圖4a可見，VFA上升比例相對不高。進水中CODv/CODt的比例在7%左右；經5d液化后，CODv/CODt在25%左右，經10d液化，比例降到在20%以下。表明當CSTR反應器的停留時間延長，發生甲烷化反應。在最終UASB反應器中，厭氧主要在產甲烷階段進行，CODv/CODd回落至5%左右。
由圖4b可見，雖然兩組實驗的停留時間和負荷各不相同，但從實驗的結果來看UASB的去除效率卻基本相同，VFA的去除率為90%左右，對COD的去除率為83%左右。VFA的去除效率較好，產酸相產生的揮發酸基本在反應器中得到降解。COD的去除率不如VFA，這是因為UASB進水中，除了VFA外，還有一部分不溶性COD尚未水解為可溶性COD，這部分COD沒有在反應器中得到去除。
5、新工藝的生產性應用
目前，工業廢水和小型生活污水處理廠，普遍采用對好氧剩余污泥直接脫水的方法處理污泥。剩余活性污泥存在著耗藥量大，脫水比較困難的缺點。北京市中日友好醫院污水處理廠日處理水量為2000m3/d，原污泥的處置方案為活性污泥經濃縮后，運至城市污水污水處理廠消納，但在實際運行過程中經常出現由于污泥無穩定出路，而影響污水處理廠運轉的情況。為了使活性污泥得到穩定的處置，實際工程中采用的一體化設備如圖5所示，各反應器的停留時間分別為：
反應器 污泥酸化池 中間分離池 UASB反應器 停留時間(d） 5 1 1
二沉池排出的剩余污泥首先排入污泥酸化池進行水解酸化處理，然后進入中間分離池，該池排出的上清液進入UASB反應器，進行高濃度、低懸浮物有機廢水的降解；從中間分離池排出的污泥經測定已基本穩定化，污泥量較常規處理減少了三分之二，脫水性能大大改善；而且病菌和蟲卵殺滅率達到99.99%，完全符合國家關于醫院污水廠污水污泥無害化標準，從而徹底解決污泥消納的問題。
四、結論
本文根據我國城市污水處理發展的現狀，提出應該重視污水污泥厭氧處理新工藝開發和城市污水污泥厭氧處理工藝落后于厭氧污水處理工藝發展，甚至落后于工業廢水相關(污泥處理)領域發展的論斷。通過對于厭氧處理工藝的綜述研究，認為污泥厭氧工藝開發，應該將現有的相關成熟技術最大程度的集成和整合。研究集中突破整合過程中的技術難點和關鍵技術，從而提出了多級厭氧處理工藝。本研究在理論分析和實驗研究的基礎上，以城市污泥為對象進行了多級厭氧消化工藝的實驗研究，并在工程上進行驗證。結果證實工藝是可行的，可使污泥在較短的總停留時間(T=7d)達到穩定化。
參考文獻
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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) 王凱軍(1996)，城市污水厭氧處理工藝與其中污泥穩定化問題研究，第四屆海峽兩岸環境研討會，pp.21
污水處理廠的污泥一般是由松散的物質組成，含水率較高（95%～99%），體積龐大，性質很不穩定，極易腐化，不利于運輸和處置，應及時進行減容化和穩定化處理，使含有病原微生物、散發出惡臭的腐化物質數量減少并使其分解。穩定化是污泥處理工藝中的關鍵環節和主要目的。穩定的方法有好氧消化、厭氧消化、污泥堆肥、熱解和化學穩定等方法。消化池是利用厭氧發酵的方法來達到污泥穩定化的目的，污泥堆肥是采用好氧的方式達到穩定化的目的，焚燒法是在極端條件下取得無機物的徹底礦化。
在污泥處理技術中污泥厭氧消化投資高，污泥處理部分投資和運行費用約占污水處理廠的20～40%，同時由于其技術復雜性，能夠正常運行的很少。針對這種情況，近年來國內在中小型（甚至大型）污水處理廠大多采用國外引進的延時曝氣氧化溝、SBR等低負荷工藝。首先，低負荷曝氣池的池容和設備是中、高負荷活性污泥工藝的幾倍，相應的投資要高幾倍；其次，延時曝氣對污泥采用好氧穩定，能耗比中、高負荷活性污泥工藝要高40～50%左右。從可持續發展角度講，大規模的采用延時曝氣的低負荷工藝是不適合中國國情的。
1.1 污泥的定義
在污水處理領域，對于污泥和污泥穩定化程度的概念是模糊的，明確污泥的定義和建立污泥穩定化程度評價指標，找出可行的測定污泥穩定化（降解程度）的指標具有重要意義。
污泥一詞也不是一個科學的定義，自然界中污泥的產生是與水體中固體物的沉積有關，一般稱為淤泥。從這個意義上講只有沉淀下來的顆粒物才成為污泥。在科學界對污泥的定義也是不同的，比如化學上是根據顆粒尺寸來定義水中有機物形態：溶解性（＜0.001μm）、膠體（0.001～1.0μm），超膠體（1～100μm）和可沉物（＞100μm）。工程上是通過采用的分離方法來定義無機物的形態，一般講污泥是大于濾紙或過濾器孔徑（如1～4μm）的顆粒物質，這包括化學家定義的部分超膠體和可沉物。
污泥的降解過程經歷了固體的液化和水解，雖然液化和水解兩詞在描述污泥甲烷化之前產生的中間產物是可互用的，但它們不是嚴格的同義詞。水解是有明確定義的化學名詞，是指復雜化合物加水分解為小分子的過程（可以用于超膠體、膠體和溶解性物質）。而液化的定義是相當任意的，液化僅涉及到將固體物質轉移到液相，因此液化的對象是污泥。從工程上的定義可知，如果污泥在分解或降解過程中尺寸發生變化，當其粒徑小于過濾器孔徑時，就可認為已經完成了污泥分解或降解過程。
1.2 污泥穩定化定義
污泥穩定化的含義針對污泥中有機質而言，事實上是與污泥中有機物的礦化過程相關的。所謂有機物的礦化過程（污泥的穩定化）是在一定條件下，通過物理化學或生化反應，使污泥中的有機物發生分解或降解為礦化程度較高的無機化合物，如H2O／CO2或CH4／CO2的過程。根據定義污泥的穩定化不僅與有機物含量有關，其還與是否在一定條件下有機物的分解或降解反應有關，這里所謂一定條件是指時間和環境條件。例如，在采用厭氧UASB工藝處理污水中形成的顆粒污泥，其有機質的含量有時高達90%以上，但是其在環境中是穩定的，在相當長的一段時間內不再發生（明顯發生）降解反應，也可以認為它是穩定的。
評價污泥的穩定化程度有好氧和厭氧的多種測定方法，但是目前缺乏標準性和規范性。一般可以用污泥中有機物的減少程度或產物的生成量來衡量，在污泥厭氧消化工藝中，人們一般是采用甲烷的產量來評價污泥穩定化程度；也有采用污泥的減量來評價污泥的穩定性。但是，由于在生物反應過程中有機物的降解是與微生物的增殖同時發生，所以不能僅僅以污泥的減量來直接評價污泥穩定化過程。同時，也不宜采用污泥中有機物的比值（如MLVSS／MLSS）來直接衡量污泥的穩定化程度。
2 污泥穩定性的測試方法
2.1污泥堿解試驗研究
在強堿的條件下，各種有機物均可快速發生水解。采用堿解污泥的方法，可以在較短的時間內考察污泥中化合物分解的情況。通過堿解試驗可了解污泥最大可水解的量，這間接代表厭氧條件下污泥水解最大可能程度。這一方法是物化方法，間接地反映了污泥可生物降解的量。測試是在恒溫的裝置（圖1a），采用氫氧化鈉試劑在厭氧條件下攪拌反應24小時，測定液化的COD的變化程度，被用來做為評價污泥可以達到的最大液化程度。
2.2 污泥厭氧穩定化試驗
通過測定污泥在厭氧條件下產氣來判定污泥的穩定化程度，這是污泥厭氧消化的基礎。試驗方法是將污泥放入30℃的培養瓶內，在100 d的試驗期間有機物得到最大程度的降解，通過測量甲烷產量評價有機物的降解量。試驗裝置是在錐形瓶中放入一定量的污泥，要求其污泥濃度大約為5 gVSS／L，將錐形瓶放置于30℃的恒溫水浴箱中，每日人工搖動混合1～2次。污泥降解產生的氣體，進入分液漏斗，漏斗中為濃度1.5% NaOH溶液吸收氣體中的CO2，測量量筒中液體體積即為污泥產生的甲烷（CH4）氣體體積（圖1b）。
2.3 污泥液化和酸化試驗
污泥厭氧降解試驗達到穩定所需時間長（需100 d），其實用意義不大。因此須開發一種較快的評價污泥穩定性的方法。由于在水解（酸化）階段污泥形態發生變化，而甲烷化階段是由小分子（已不是污泥）轉化為沼氣的過程，也就是說污泥的降解或穩定化僅僅發生在水解階段，所以可采用污泥液化率評價污泥穩定性。由于污泥液化時間短，可以忽略甲烷的產生，反應器是敞開并帶有攪拌裝置進行。
2.4 試驗結果
試驗是用5升溫控反應器（圖1c），所采用的污泥取自方莊污水處理廠初沉池排放的污泥。取24、48和72小時混合樣（保持在4℃冰箱內的）。SS的測定采用濾紙（孔徑4.4 mm）過濾，過濾液的VFA采用氣相色譜法分析。COD的分析采用微量COD方法，其他全部按標準方法測定。CODt為原污水或污泥-COD、CODd為離心樣品COD。
2.4.1 堿解試驗結果
由于污泥堿解穩定化程度與用堿量、污泥濃度和環境溫度有一定的關系，采用正交試驗的方法對最佳堿解條件進行探索。試驗的設計和結果見表1。
中圖分類號： U664.9+2文獻標識碼： A 文章編號：
一、環保理念的深入
近幾年來，保護環境已成為人所皆知的話題，可持續發展的理念也慢慢被人們接受。伴隨著人們環保意識的加深，在水污染管控方面也加大了管理力度。在污水處理技術方面也開拓了新的領域，尤其是污水廠在污水處理時扮演了重要的角色。伴隨污水廠重要性是提升，對污水廠運行的管理也應提升一個等級。綜上所述，將井水含砂量峰值作為控制指標來檢驗洗井效果從各方面來說都是值得探討的話題。
二、傳統的控制方案
1、對井水含砂量的波動值進行控制
在中國，大部分區域對洗井質量標準都是以井水含砂量的波動值作為標準來進行檢驗的。通過對歷年的井水含砂量曲線進行分析，會發現其波動值是時刻變化的，具有隨機性。因此井水含砂量標準的管理指標是很難通過具體的數值進行規定的。由此可見，對井水含砂量波動值在理論上是不現實的，實踐方面也難以普及。
2、對抽水初期井水含砂量的平均值進行控制
在美國的洗井質量標準中，前面所提到的井水含砂量波動值不作為井水含砂量的控制標準。取而代之的是以抽水前階段2小時以內的井水含砂量平均值來作為控制標準的。在一系列洗井質量標準中，是比較特別的控制類型。雖然以含砂量平均值作為控制質量能夠有效地防止井水含砂量波動的隨機性，但此標準要求相同時間間隔內進行10次以上測量，較為繁瑣，其實踐性還需進一步探討。
三、活性污泥法
目前，在污水廠最通用的控制方法是活性污泥法。該方法能將污水中溶解膠體中可生化降解的有機物去除，還能去除活性污泥所吸附的懸浮固體和一些其它物質。部分無機鹽類也能被清除。活性污泥法不僅能夠運用在大流量的污水處理廠，同時也能夠運用在小流量的污水廠。雖然在管理方面要求較高，但操作方式可變通，運行成本較低?，F對活性污泥法處理進行以下分析。
1、運行過程中需維持系統平衡
保持系統平衡的核心要素是保持系統量的平衡。進水量穩定時，根據設計規定每日將初沉淀泥和剩泥排出，以此來維持系統量的平衡。這樣一來就不會發生污泥沉淀量不穩定的情況，從而影響污水的處理效果。除此之外，還需要維持負荷平衡，其中有污泥的水力沖擊負荷、毒物負荷、BOD負荷、氧負荷等。
2、運行過程中需把握活性污泥系統的泥齡
在除磷系統運行過程中最關鍵的要素是泥齡?；钚晕勰嗫梢詫⒘兹コ?。運行系統中污泥的活性是與泥齡成正比的。所以如果滿足了其他的必要條件，活性污泥運行系統按最低泥齡運作。
在泥齡控制中最常用的方法是容積控制法。如果是城市大型污水處理廠的話則需要通過計算機來進行容積控制。因為使污泥含水量有效降低的最好辦法是機械濃縮，通過排放混合液的方式排放剩余污泥的方法較為可取，基本上沒有害處。
3、運行過程中需控制氮與回流
在生物除磷中常見的污泥回流方法有2種，第一種方法是將污泥回流到厭氧區域，第二種方法是將污泥從缺氧區域的回流混合液到厭氧區。無論選擇哪種方法，回流液中的硝態氮總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，在采用這種方法時需要顧慮到二沉池的污泥層是否處在厭氧環境中，如果處在厭氧環境下是不可行的。若選擇缺氧混合液回流這種間接性回流方式，可通過減少硝化液回流量的方法降低缺氧區域的硝態氮負荷。在硝態氮負荷高的情況下，需要通過控制泥齡來防止硝態氮對除磷作用的影響。
4、運行過程中需對溶解氧進行控制
為了使曝氣池內有充足的DO來促進磷的吸收，需對溶解氧進行控制，這樣還能防止在最終沉淀池中發生磷釋放現象。DO控制好壞決定了磷是否能完全去除。在眾多生產性質的污水處理廠中發現，磷的去除效果與DO控制系統息息相關，所以DO控制備用系統的使用是必不可少的。在使用鼓風機曝氣的處理廠中，對DO控制的實施難以實現。鼓風機內流出的任何變化都會使進入每組的氣量產生變化，因此重新調整是必不可少的后續功課。對抗此難題，可通過污水處理廠內各個部分的溶解氧探頭的輸出平均值來穩定鼓風機的氣量流出。之后再根據每個曝氣池的空氣流量計總和來實施對單回路的控制，使輸入每個曝氣池的氣量一直穩定地維持在設定的比例。
5、化學藥劑備用需求
在污水處理廠中，單純通過生物除磷工藝是很難使出水磷濃度處于達標狀態的。重點設備發生故障時會影響磷的排放，有害物質的進入同樣會造成磷系統無效，在此時備用化學藥劑成為生物除磷的必備因素，并折射出廠內具有成熟的預防性維護手段。缺乏鎂和鉀的污水中，生物除磷系統中應適當加入鎂和鉀。若在任何條件都完善的狀態下還是沒達到良好的除磷效果，則需檢查是否存在短缺。
通過上述幾種方式，不斷提高活性污泥法的運行水準，加強對活性污泥法的管理力度，為城市污水處理技術開拓了更加開闊的領域。
1、城市凈水廠污泥處理、處置發展概況
在過去的城市凈水廠建設中，污泥處理一直被忽視的一個環節，人們更多的關注于工業生產的排污治理，二十世紀七十年代以前，各國建設的凈水廠排泥水處理設施，多是沿用污水處理廠的污水和污泥處理方法進行設計和應用，主要采用污泥塘與干化場處理和污泥。隨著城市化進程的發展，六十年代開始，研究人員工著手認真研究凈水廠排泥水處理和污泥處置工作，調查了凈水廠的排泥與凈水廠凈水工藝間的關系，探討了凈水廠排泥與污水廠排泥的異同，七十年代，美國聯邦政府頒布布《水污染控制法》，要求各州制定標準，水廠污泥必須經處理再行排放；并且擬定了一個污泥處理發展草案。其發展目標是：到七十年代末，應用可實行技術合理進行污泥處理，并要求各類水廠排除污水的pH值及總懸浮物達標。到八十年代初，必須考慮污泥處理工藝的經濟性，要求對污泥處理后的析出液或濾液回用；到八十年代中期，在全國范圍內消除污泥排放造成環境污染。日本于1975年也頒布布了《水質污濁防止法》，規定沒有沉淀池和濾池的凈水廠，其排出水必須經處理至符合水質排放標準。近年來，美、俄、日、英、法等發達國家的各大、中城市新建的凈水廠中均設置了較為完善、自動化程度高的污水和污泥的處理設施。離心脫水、加壓脫水等機械脫水方法應用普遍。歐洲有些凈水廠，由于原水中的懸浮物含量低，濁度小，水廠排水中泥含量少，往往將排泥直接排入市政污水管理，輸送到就近的污水廠統一進行污泥處理，據有關資料，歐洲許多國家凈水廠經過濃縮和脫水處理的污泥量，占全部凈水廠污泥量的70%。污泥脫采用的具體技術，因各國的自然條件和習慣，有明顯差異。然而近年來的總體趨勢是，干化聲和干化塘的使用減少，離心與壓濾脫水逐漸占統治地位。
我國的凈水廠污泥處理和處置工作起步較晚，由于凈水廠的排泥，在過去一般均認為其組成與水體的原有固體組分相當，只增加了處理過程中的一些絮凝劑，對環境害影響甚微，因而，目前為止絕大數凈水廠的排泥還是直接排入水體，但隨著我國政府對水資源保護工作的日益重視，特別是城市規模的不斷的擴大，凈水廠的排泥逐漸突出，據粗略統計，我國最大城市，上海市各凈水廠每年能過排泥進入水體的懸浮就達30萬tds（噸干固體），有機物按10%含量，可達3萬tds以上。凈水廠的排泥正受到有關部門的密切關注，《中華人民共和國水法》、《中華人民共和國水污染防治法》等一系列水資源保護法律法規的頒布實行，我國在八十年代凈水廠排泥被提上議事日程，對水廠污泥進行無害化處理已成為目前國內城市供水行業的重要任務。
目前我國在凈水廠專設污泥處理并投入運行的只有少數幾個大規模的城市凈水廠，有北京市第九水廠、石家莊潤石化廠、深圳梅林水廠、上海閔行水廠、河北保定二水廠。
2、福州市西區凈水廠污泥處理研究
福州市西區水廠總規模為60萬m3/d，已建成投產45萬m3/d，計劃于2000年再擴建功立業5m3/d達到終期規模。由于多方面的原因，目前西區水廠的排泥均未經處理直接排放。根據福州市自來水總公司2000年技術進行規劃，西區水廠終期規模建成后，水廠的排泥水必須達標排放，即SS
⒉1福州市西廠水廠污泥干化試驗方法
各種條件下污泥的測試的特性參數有：污漲的含固率、污泥的懸浮固體濃度（SS）、污泥的可揮發性懸浮固體濃度（VSS）、污泥的化學需氧量（CODMn）、污泥的比阻（r)、污泥的壓縮系數（s）。
試驗方法包括：
⑴重力沉降柱模型
如圖1示，柱高1200mm，直徑200mm，電動調速機轉遞0.5r/min。
⑵玻璃干化柱模型
如圖2示，柱高1500mm，直徑100mm。
⑶小型干化床模型
如圖3示，長1.2m、寬0.8m、高1.5m的磚砌小型干化床4個。濾床由10cm厚的粗礫石與30cm厚的建筑用沙組成，床底部沿長度方向安裝有塑料穿孔集水管，及時排除下滲濾液。沙面以上不同高度安裝有撇水閥門，可及時排除上澄水。
⒉2污泥量的確定
⒉2.1原水濁度與懸浮固體濃度間的關系
凈水廠的化學凝聚沉淀污泥，主要由原水中的懸浮物、膠體物質、有機物、以及混凝劑形成的膠狀金屬氫氧化物組成。在原水中有機物含量不高情況，水廠污泥中的固體物含量，大體上可由原水中懸浮物總量加上投加的藥劑量計算得到。
原水濁度（Turbidity)和懸浮固體含量（Suspension Solid)均可用來表征原水中含泥量的多少，水廠通常只有濁度指標。西區水廠原水濁度及其懸浮物含量的相關關系如圖4，
經線性回歸有如下關系：
SS=1.76T+4.9
式中SS——原水的懸浮固體含量，mg/L；
T——原水濁度，NTU。
回歸分析中相關系數為R2=0.98，相關性很好。
⒉2.2.污泥量的計算
根據式（1）的回歸關系，以及礬耗與生成的A1（OH）3的重量比，可得出原水濁度、礬耗與污泥的干固體產量之間的關系如下式所示：
Cw=SS+P×A
式中Cw--單位水量的污泥干固體量，mg/L；
P—藥劑和由藥劑產生的固體物之間的重量比，這里取0.234。（西廠礬耗折算為A12（SO4）3.18H2O， 2A1(OH)3/A12(SO4)3.18H2O=0.234)
A—藥劑投加量，mg/L。
Sw=Cw×Q×10-6
式中Sw—日產干固體量，t/d；
Cw——單位水量的污泥干固體量，mg/L；
Q— 以終期日產量60萬m3/d計。
西區水廠取水口上游建有水口水電站，對閩江上游的泥砂有較強的靜沉和攔截作用，西區水廠原水濁度常年較低，但是由于受洪水及水口水庫存放水的影響，常年在5——8月份有較大的波動。以最高濁度作為凈水廠排泥處理設施的選擇依據顯然是不經濟的，比較合理的作法是以95%保證率為基本要求，對最高濁度時進行校核調節容積。
以1999年西區水廠原水濁度作頻率分析，得原水濁度頻率曲線如圖5。
由頻率曲線及西廠生產報表可知，西廠原水平均濁度為24.9 NTU，相應礬耗為14.4mg/L；濁度較高時（即95%概率）濁度為35NTU，相慶礬耗為19mg/L；1%概率時濁度約為150NTU，相應礬耗為24mg/L。沉淀池出水濁度最不利時為8NTU，濾池出水濁度最不利時為0.5NTU。所以，在95%保證率下，西區水廠日產干污泥量Sw=42.6tds。
2.3.污泥的濃縮
污泥的重力濃縮是污泥脫水前必不可少的預處理過程，無論是天然干化或是機械脫水，經過濃縮預處理可以大大降低后續過程的設計規模和工作負荷。
2.3.1.西區水廠污泥性質
現場測試的西區廠沉淀池污泥性質如表1。
西區水廠沉淀池污泥性質表
測定日期 含固率
（%） 懸浮固體SS
（g/1) 揮發性懸浮固體VSS
（g/L) 化學需氧量
（mg/L) 比阻r
(cm/g) 壓縮性系數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的范圍內變化，如果沉淀池及時排泥，絮凝污泥未因放置時間太長而失去活性，比阻不超過1.251012cm/g，按AWWA的劃分標準，西區水廠污泥的脫水性能在鋁鹽絮凝污泥中發球中間水平。西廠沉淀池排泥有時周期比較長。這雖然對提高排泥含固率有利，但對污泥脫水性能及控制濃縮池上清液濁度不利。因此及時排泥，有利于保證污泥的處理效果。壓縮系數s在0.79-1.13之間變化。s太低污泥顆粒容易堵塞濾布，太高則顆粒剛性大，顆粒間的水分部不容易被擠壓排出。西區水廠壓縮系數在0.79-1.13之間屬比較理想的范圍。西廠污泥中VSS占SS的比例為10%左右，屬河水水源的正常范圍，比一般水庫存水污泥的灰分低。有機物含量低，污泥的親水性也就小，比較容易脫水。西廠污染性質測試的結果，從r、s、VSS等方面看，西區水廠的污泥脫水性能尚好，比多數水庫水的污泥好；較濁度較高，且有機物含量低的河水污泥稍差。
2.3.2.西廠污泥的重力濃縮
迪克（Dick）的固體通量法5靜態沉降試驗是重力濃縮最常用的試驗方法。
固體通量法可以表示為：
G=Gu+Gi=uCi+viCi
式中 G——總固體通量，kg/m2.hr；
Ci--=-污泥固體深度，kg/m3；
Gu----向下流固體通量，kg/m2。hr；
Gi----自重固體通量，kg/m2.hr；
u----向下流濟m/hr；
vi---初始固體濃度為的界面沉速m/hr。
濃縮池的面積：
A≥Q0C0/GL
式中Q0--入流污泥流量，m3/hr；
CO--入流污泥濃度，kg/m3；
GL--極限固體通量，kg/m2.hr；
A--濃縮池面積m2。
知識逆向遷移的產生，主要是由于學生不能準確地掌握物理的基本概念和基本理論，只進行簡單的記憶，忽視概念之間的區別與聯系，從而形成知識的逆向遷移的現象。
1.未理清概念之間的關系。
物理學中有許多相關聯的物理概念和規律，它們之間既相互聯系，又具有各自不同的本質屬性，學生如果不加以理解和準確掌握，加之對相關的物理圖景理解不透，就會將它們之間的關系簡單化，極易產生后續學習對先前學習的逆向遷移。如靜電場與重力場，電力線與磁力線，庫侖定律與萬有引力定律，質量與重量、動量與動能，電場強度與電場力，電壓與電動勢，力的合成與力的分解，正功與負功，電場強度與電勢，電場強度與點電荷電場強度，等等。
2.思維定勢所致。
思維定勢，就是按照積累的經驗教訓和已有的思維規律去解決問題。這固然有其積極的一面，如在條件不變的情境時，思維定勢能使人迅速地從知識題庫中提取已有知識和經驗，迅速解決問題，提高思維效率。但如果學生的思維定勢太強，且不注意新問題與舊問題之間的差異，則對問題解決具有較大的負面影響，造成知識和經驗的逆向遷移。在教學實踐中發現，學生解題中的許多失誤，都是由不良的思維定勢造成的。
二、防止逆向遷移的措施
1.把握理解的方向，構建知識網絡，防止逆向遷移。
在學生形成概念、掌握規律的過程中，引導學生正確進行科學抽象，由感性認識上升到理性認識階段，這是形成概念、掌握規律的關鍵。觀察同一個物理現象，不同的學生會得出不同的結論。因為在每一個物理現象中，存在著多種因素的影響。如果把握不住抽象思維的正確方向，就會得出錯誤的結論。例如：在力、熱、電、光、原各單元內，總可以找到一些中心概念，以此為支撐進行放射，形成網絡，不僅便于記憶，而且便于在系統內對概念、規律進行升華。比如，以“電路”為中心輻射，就會形成以電路為中心，電路的描述、電路的能量、電路的鏈接、電路的定律、電路的實驗等為分支與末梢的電路知識與方法網絡。
2.運用對比分析，減少逆向遷移。
有比較才有鑒別，有鑒別才能認識新舊知識之間的聯系，從而有效地防止逆向負遷移。例如：學完判定電磁感應現象中的感應電流方向的右手定則后，會干擾學過的判定通電導體在磁場中所受磁場力方向的左手定則的正確運用。這時我就及時進行對比分析，使學生認識到在兩個定則中，磁感線都垂直穿入手心，拇指分別指導體切割磁感線的運動方向和所受磁場力方向，四指均指電流方向。通過對比學生加深了對知識的理解，強化了學習方法，有效地避免了逆向遷移的發生。
3.注重習題設計，克服逆向遷移。
學生初次接觸到某個概念、規律有一個逐步學會的過程，如果把過難的題“一次到位”地擺在學生面前，甚至把經典的高考試題、綜合試題放到學生面前，不但會挫傷學生學習的積極性，而且會讓學生感到害怕，喪失學習物理的自信心。因此在習題的設計中應循序漸進、分層設計，對不同的學生設計不同的問題，在不同的教學時段設計不同的問題，比如根據不同的需要設計基礎闖關、能力提升、綜合拓展試卷，錯題過關試卷等。只有這樣，才能在鞏固知識的同時，讓學生在解決問題的過程中學會梳理知識、形成能力，在解決問題的過程中對概念進行辨析，掌握物理規律。總之，教師要通過一題多變、一題多解、一提多答等多種形式的練習，培養學生的應變能力、創造能力和思維品質，從而消除知識的逆向遷移。
4.重視講評課，查漏補缺，減少逆向遷移。
講評課教師重在解題思路的分析和點撥，可以引導學生閱讀題中的關鍵字、詞、句，挖掘題中的隱含條件；或引導學生回憶題目涉及的相關物理知識，挖掘物理概念、物理規律的內涵和外延；或探尋題中的已知因素和未知因素之間的內在聯系，再現正確的物理模型，建立物理方程，等等。切忌滿堂灌輸式地面面俱到、蜻蜒點水式地簡單膚淺，要針對重點知識、重要解題方法，對具有典型錯誤的代表題，進行精心設疑、點撥，耐心啟發，并留給學生必要的思維時空，讓學生悟深、悟透。
講評課后必須根據講評課反饋的情況進行矯正補償，這是講評課的延伸，也是保證講評課教學效果的必要環節。可要求學生將答錯的題全部訂正在試卷上，并把自己在考試中出現的典型錯誤試題（包括錯解）收集在“錯題集”中，作好答錯原因的分析說明，給出相應的正確解答。教師要及時依據講評情況，再精心設計一份針對性的練習題，作為講評后的矯正補償練習，讓易錯、易混淆的問題多次在練習中出現，以達到矯正、鞏固的目的。
1 污泥的挑戰
由于城市污水和工業污水截留率的提高和污水處理效率的改進(如化學法除磷可使污泥量增加30%)，使得在世界范圍內污泥總量戲劇性地增加。
土地應用仍是污泥處置中可持續發展的一條出路，主要理由如下：
碳和營養物的回用；
農業用地的有無和遠近；
低投入和運行花費；
嚴格的法律規定和控制程序以保證安全和有肥效。
然而，根據一些情況或當地規定，污泥生產者在土地應用前不得不進行高級，更昂貴的處理以滿足進一步的要求，如堆肥、高溫消化處理或高溫消毒。
但是，很大一部分污泥因為顯而易見的原因而不能用于農業，如微污染物、病菌超標或缺乏肥效、距離太遠等等。有時可能由于公眾的不信任。這樣，污泥或者被填埋或者通過高溫氧化銷毀。
2 污泥處理和處置的可持續性戰略
在進行任何技術研究之前，應先對公眾是否接受進行估計。即使是從技術，成本和環境影響方面來講都是最好的處理方法，也可以由于沒有向鄰居進行很好的解釋而遭到否定。不管最終處理方法是什么，應該記住的是將來的處理應是安全，環保(保護人，動物植物)并且應當增值(物質和／或能源的回收)。為了這些目的，污泥處理應減小污泥體積，改進污泥質量，減少公害的排放。
在這篇文章中，我們將簡介一些重要工藝，以滿足運行者的需要，并且涉及到其他技術或法規約束問題。
2.1 土地應用的可持續發展戰略
加拿大諾曼公司在污水處理方面推出了一項專利技術--雙威污水污泥處理系統，包括VERTREATTM污水處理工藝(簡稱VT工藝)和VERTADTM污泥處理工藝(簡稱VD工藝)。在加拿大和美國已建有3座采用該工藝的污水處理廠投入運行。
1 VT處理工藝
1.1 工藝概況
VT污水處理工藝利用潛置于地下的豎向反應器對污水進行超深水好氧生物處理。該工藝與普通深井曝氣工藝相比，其主要特點是：設有3個不同功能的處理區，使反應池體積更小、氧的利用率更高，從而有效地降低了工程投資和運行費用。井式生化反應器從上而下分為氧化區、混合區及深度氧化區3個部分(見圖1)。該反應器深一般為75～110 m，直徑通常為0.7～6 m。
VERTREATTM是一種高效率的生物反應器，可以廣泛地用于高濃度工業廢水和生活污水的處理，與其他深井曝氣工藝相比較，其不同之處在于，VERTREATTM工藝包括3個不同的處理區。氧化區：這個區在井筒的上部，包括一個同心通風試管和供混合液體再循環帶；混合區：這個區域直接位于氧化區的下部，恰好位于整個井深度為3/4的位置，上部區域高速率的生物氧化反應所需的空氣注入到混合區，提供空氣提升循環的運行動力；深度氧化區：這部分位于井的底部。
VERTREATTM反應器可以通過普通的井鉆和井鑿技術來安裝。反應器深度通?？蛇_110 m，其占地面積僅相當于傳統活性污泥法一個反應池的占地；其空氣消耗量為傳統活性污泥法的10%。井筒的直徑一般可達3 m，其具體大小由待處理的污水的水質和水量來決定。
1.2 工藝流程
參見圖1，工藝具體流程如下：
①起始階段，空氣通過入流管進入混合區以產生循環。升起的氣泡產生一個密度坡度，從而導致空氣在氧化區內循環。
②一旦這個循環建立并穩定后，空氣注入點轉移到混合區的下部。未處理的污水通過入流管在混合區空氣注入點的同等高度進入液體循環。
③壓力和深度導致了高的氧氣傳導速率從而保證混合區內的混合溶液中具有高的溶解氧量。氧化區內高的反應速率保證了有機物能在垂直循環圈的上部被生物氧化。
④再循環液體沿著井筒的豎壁到達上部箱體中，在那里含有廢氣的氣泡可以將廢氣釋放進入大氣。去掉這些微生物呼吸作用產生的氣態產物對于防止這些廢氣重新回到系統內而影響空氣動力效率是非常必要的。
⑤混合液體中比例較小的一部分從混合區進入下部深度氧化區。這個區域內溶解氧含量極高，停留時間較長，因而有極高的BOD去除率。同時飽含的溶氣也有利于后續氣浮澄清池中的固液分離。
⑥深度氧化區內的混合液體以極快的速度(2 m/s)進入氣浮澄清池，這可保證砂粒和固體物質不會沉積在井的底部。
⑦混合液體行至上表面過程中的快速減壓可以產生經過充分充氧的低密度的懸浮物。再經過氣浮澄清池中的有效分離，可以產生結合密實的生物絮體和高質量的待消毒和排放的液體。
1.3 工藝特點
與其他污水生物處理工藝相比，VT技術具有以下特點：
(1)運行費用低。通常只有傳統活性污泥法的一半以下。
(2)占地少。本系統結構非常緊湊，所需占地面積通常只有傳統工藝的10%～20%。
(3)環境影響小。和傳統工藝相比，VT工藝的VOC(揮發性有機化合物)排放量是最低的。由于占地小，也便于根據特定需要將系統置于封閉的建筑之內。
(4)維修、管理方便。并可以通過自動控制，實現無人值守。
(5)抗沖擊負荷能力強。
1.4 主要技術經濟指標
BOD去除率≥95%；出水BOD＜15 mg/L，SS＜15 mg/L；去除1 kg BOD耗電≤0.8 kW·h。對城市污水而言，每處理1 m3水耗電0.1 kW·h左右；占地面積僅為傳統污水處理工藝的10%～20%。
2 VD處理工藝
2.1 工藝概況
VD工藝是一種高溫好氧污泥消化技術，初沉污泥及剩余活性污泥經VD工藝處理后，可轉化成美國環境保護局(USEPA)CFR?503條規定的A級生物固體。A級生物固體可直接用作土壤肥料，徹底解決污泥的最終處置問題。該工藝的核心是深埋于地下的井式高壓反應器( 見圖2)。該反應器深一般是110 m，井的直徑通常是0.5～3 m，所占面積僅為傳統污泥消化技術的一個零頭。
VERTADTM是一個高效的高溫好氧污泥消化過程。與其他高溫消化系統相比，其不同之處在于將3個獨立的功能區放在1個反應器中進行。井筒的最上部是第一級反應區，包括一個同心通風試管和用于混合液體循環的再循環帶?；旌蠀^在第一級反應區的下部，位于整個井筒的1/2深度處。在井筒上部區域所發生的高速率生物氧化所需的空氣注入區域，為空氣循環提升提供動力。第二級反應區域在井筒的底部，井徑3 m，井深一般約100 m，是普通好氣氧化所用氣量的10%。具體由污水濃度及污泥量確定。
2.2 工藝流程
參見圖2，具體工藝過程如下：
①起始階段，空氣通過入流管進入混合區以產生循環。升起氣泡產生一個密度坡度，從而導致空氣在氧化區內循環。
②一旦這個循環建立并穩定后，空氣注入點轉移到混合區的下部。未處理的污泥通過入流管在混合區空氣注入點的同等高度進入液體循環。
③壓力和深度導致了高的氧氣傳導速率從而保證混合區內的混合溶液中具有高的溶解氧量。氧化區內高的反應速率保證了有機物能在垂直循環圈的上部被生物氧化。
④再循環液體沿著井筒的豎壁到達上部箱體中，在那里含有廢氣的氣泡可以將廢氣釋放入大氣中。去掉這些微生物呼吸作用產生的氣態產物，對于防止這些廢氣重新回到系統內影響空氣動力效率是非常必要的。
⑤混合液體中比例較小的一部分從混合區進入下部第二級消化區。這個區域內溶解氧含量極高，停留時間較長，所以，污泥中剩余的有機物在此被高度氧化。同時所含的溶氣也有利于后續產物池中的固液分離。此過程最關鍵和最重要的特點是在這個過程中隨著有機物的氧化，污泥溫度不斷升高，并利用周圍良好的保溫環境使反應器的溫度得到穩定。
⑥消化后的污泥以極快的速度到達地表的產物箱，這個速度可以保證砂粒和固體物質不會沉積在井底。
⑦混合液體行至上表面過程中快速的減壓可以導致固體物質從液體中分離并懸浮于表面。分離出來的高濃度生物具有不同的用處。廢液循環至二級處理以便于達標排放。
2.3 工藝特點
VD污泥處理技術與傳統的厭氧及好氧污泥處理工藝相比，具有以下優點：
(1)投資省。在大多數情況下，總投資比傳統工藝低。
(2)占地小。本系統結構非常緊湊，占地面積小。
(3)處理效果好。在處理過程中，揮發性固體要減少40%～50%。經處理后的出廠污泥可達到US EPA污泥A級標準。污泥經脫水后，可以直接用作土壤肥料，徹底解決污泥的最終處置問題。
(4)運行費用為傳統高溫好氧消化的一半以下。
(5)對經消化后的污泥，只需投加少量的有機絮凝劑進行污泥脫水，就可使污泥的含水率降至65%～70%。
(6)環境影響小。采用VD污泥處理工藝，異味氣體和揮發性有機物的排放量很低。
(7)在氣候非常惡劣的地方，或者對環境有特殊需要的情況下，便于將該系統置于封閉的建筑之內。
(8)維修、管理方便。并可以通過自動控制，實現無人值守。
中圖分類號：TQ341+.1 文獻標志碼：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，粘膠纖維的生產普遍采用的是堿性黃化制膠和酸性凝固成形工藝，而在粘膠纖維生產過程中需要漿粕、燒堿、硫酸、CS2等大量的化工原料，由于粘膠纖維生產混合廢水的酸性很強且富含鋅鹽和硫化物，如果直接排放將造成水體污染以及資源的浪費，治理難度較大，傳統的生化-物化工藝不太穩定，處理效果不理想。
本研究采用一級物化-板框壓濾處理粘膠生產廢水及污泥，并對處理工藝各環節運行指標進行試驗研究，確定了此工藝的最佳運行參數。
1 傳統處理工藝的缺點
粘膠行業的酸性廢水和堿性廢水的排放比例約為3∶1。酸性廢水主要來源于紡絲工段、酸站及后處理工段。廢水中含有Na2SO4、ZnSO4、H2SO4、H2S、CS2、油劑及表面活性劑等，pH值在 1 左右；堿性廢水主要來源于原液工段、紡絲工段及后處理工段，其中含有低聚合度纖維素、半纖維素、燒堿、硫化物及各種變性劑等，而廢水中COD值較高，大約在1 300 mg/L左右，同時由于含有大量纖維素造成廢水懸浮物偏高，而pH值在11 ～ 12之間。
粘膠行業針對污水處理大部分采用物化-生化兩級處理工藝，主要由均和池、曝氣池、中和池、生化池等處理單元組成。廢水經過格柵去除較大懸浮物后進入均和池，在此酸性廢水與堿性廢水混合，然后進入曝氣池去除H2S和CS2，再進入中和池調節pH值至堿性以去除Zn2+，然后進入生化池去除COD，經二沉池沉淀分離后排放。
上述傳統工藝由于加入了生化系統，在運行管理方面需要投入很大的人力物力，同時由于粘膠行業廢水的可生化性較差，需要增加其他輔助工藝以提高廢水的可生化性，而生化系統會增加污泥處理量和費用，在生化系統運行時有異味散發，對周邊環境產生了污染。另外，由于粘膠行業廢水溫度較高（進水在50 ℃左右）不利于好氧菌生長，容易產生污泥膨脹，造成系統不能穩定運行，出水指標波動較大。
2 一級物化處理工藝
2.1 工藝流程
針對以上問題，本研究對處理系統進行了工藝改進，以一級物化處理工藝代替物化-生化兩級處理工藝。由于粘膠堿性廢水含有大量纖維素，這是粘膠廢水COD的主要來源之一，而這些纖維素與酸性廢水混合后會產生輕質纖維素纖維成為絮狀懸浮物，可通過氣浮法去除，而廢水中的一些其他污染物也可以采用物化法去除，最終使廢水達標排放，因此針對粘膠廢水采用一級物化處理工藝是可行的。具體工藝流程如圖 1 所示。
2.2 曝氣均和池
堿性廢水與酸性廢水在此混合，堿性廢水中的纖維素遇酸生成輕質纖維素纖維，同時利用堿性廢水對酸性廢水進行中和，減少了后續pH值調節劑的使用量，實現了以廢治廢。同時酸性廢水與堿性廢水混合后，廢水的pH值一般在2 ～ 3 左右，仍呈現酸性，這對粘膠廢水的處理非常有利，因為在酸性條件下粘膠會分解出H2S、CS2氣體，經曝氣逸出。而經試驗證明，pH值小于 3 時硫化物的去除率非常理想，廢水中的S2-低于 1 mg/L，滿足國家排放標準。實驗結果如圖 2 所示（廢水中S2-濃度在150 mg/L左右）。
2.3 氣浮池
曝氣池出水經提升泵站加壓后進入氣浮池，大量纖維素得以去除并回收，同時也能使廢水中的油劑去除掉，有效地降低了廢水的COD（可降低10%左右，質量分數）。
2.4 氧化池
氧化池主要是采用芬頓法化學氧化廢水中的溶解性有機物。在此選用的氧化劑為H2O2（質量分數為27.5%），FeSO4作為催化劑。H2O2不僅性能穩定氧化能力強、不增加新的物質，而且可以提高廢水中溶解氧的濃度，防止廢水中的硫酸鹽還原為硫化物。但在使用時對廢水的pH值有一定的要求，廢水的酸堿性影響著隨后生成羥基自由基和有機物的降解反應。廢水pH值大于 4 時Fe2+易被氧化形成Fe（OH）2沉淀，芬頓反應不能順利進行，所以廢水pH值一般不應大于3.5。而經過酸堿中和后的廢水pH值正好滿足該要求，所以將氧化池放在氣浮池后面。
此方法對FeSO4和H2O2的投加量有一定要求，當FeSO4濃度較小時不利于催化反應的進行，較高時影響出水的色度；H2O2較少時氧化不徹底，而過量的H2O2殘留在廢水中，在測試COD時會被重鉻酸鉀氧化，增加了COD值。所以需要對兩者的投放量進行試驗摸索。試驗步驟如下。
（1）FeSO4和H2O2最佳投藥比例的確定。把H2O2投藥量固定在600 mg/L，調整FeSO4與H2O2的投藥比分別為0.6∶1、0.7∶1、0.8∶1、0.9∶1、1∶1、1.1∶1、1.2∶1，測定出水的COD值，計算去除率，確定最佳投藥比；試驗結果如圖 3 所示。圖 3 表明，在投藥比為1∶1的條件下，對COD的去除率最高。
（2）在投藥比為1∶1的條件下，進行FeSO4和H2O2最佳投藥量的試驗，分別調整投藥量為600、700、800、900及1 000 mg/L進行試驗，測定出水COD值，計算去除率，試驗數據如圖 3 所示。通過圖 3 分析得出，FeSO4和H2O2的最佳投藥量為800 mg/L，COD的去除率可達67%（質量分數），出水COD值為400 mg/L左右。
2.5 中和混凝沉淀池
廢水中存在的大量Zn2+、Fe2+以及剩余S2-需要在堿性條件下通過沉淀的方法去除，但是Zn（OH）2是兩性物質，它的溶解度與pH值的大小有直接關系，為此特進行了模擬實驗（使用生產廢水作為原水）。通過向中和混凝沉淀池中投加石灰乳調整廢水的pH值條件，觀察沉淀的情況并測定剩余的Zn2+濃度，數據如表 1 所示。
從表 1 可以看出，pH值在 8 ～ 11時出水中的Zn2+濃度均能達到排放標準。綜合考慮排放標準中對pH值的要求以及運行成本等因素，將此環節的pH值控制在 8 ～ 9 之間。
混凝劑PAM的投加可以加速沉淀的生成，去除廢水中細小的懸浮物、膠體以及部分COD。但由于混凝劑的膠體保護作用，所以混凝劑投加量并不是越多越好，經過試驗得出混凝劑PAM的最佳投藥量為 3 mg/L。
從以上各環節試驗可以看出，本研究采取的工藝是可行的，在實際運行中經過對出水的監測，各指標完全滿足排放標準，運行中的出水指標見表 2。
3 一級物化工藝的污泥處理
目前大多數污泥均采用帶式壓濾機或板框壓濾機進行脫水。帶式壓濾機主要依靠輥軸對濾帶中污泥的擠壓實現泥、水分離，最后形成濾餅排出；板框壓濾機依靠壓縮空氣帶動壓緊裝置壓緊板、框實現泥、水分離。為了比較兩種方法的優劣，本研究對唐山某化纖公司新、老廠的污泥脫水系統做了運行跟蹤調查，數據如表 3 所示。
由以上數據可以看出板框壓濾機無論運行費用還是處理效果均明顯優于帶式壓濾機，另外帶式壓濾機在運行過程中需要對濾布進行連續沖洗（可使用處理后的污水），這會造成車間內部含有大量水汽，容易導致壓濾機電器元件的損壞，同時也使工人的操作環境惡化；而板框壓濾機采用的是免洗濾布，每年更換一次，節省了人力財力，也避免了操作環境的惡化。由以上分析得出，板框壓濾機可作為污泥脫水的首選。
4 總結
以上實驗證明，采用該工藝處理粘膠行業廢水及產生的污泥是可行的，出水可以達標排放。通過實驗確定的操作條件為：在曝氣均和池中調整pH值為 3，氧化池中FeSO4與H2O2投藥比為1∶1，FeSO4與H2O2的加入量均為800 mg/L，中和混凝池的最佳運行條件是調整pH值到 8 ～ 9。在實際生產中應用時還需注意以下兩點：
（1）污水處理系統使用石灰乳調節pH值時，最好選用石灰粉調配石灰乳，以避免由于生石灰（塊狀）不純而增加污水中雜質的含量，增大污泥處理量；
（2）污泥經過脫水后可以對其進行進一步的干化或焚燒處理，以徹底解決污泥污染問題。
總之，隨著國家對環境保護法律法規的不斷完善，粘膠行業廢水及污泥的無害化處理越來越受到重視，各生產企業應加大環保的投資力度，完善處理工藝，以達到節能減排的目的，而一級物化處理+板框壓濾機處理工藝無疑是一個不錯的選擇。
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1.整合服務器。通過將物理服務器變成虛擬服務器減少物理服務器的數量，可以在電力和冷卻成本上獲得巨大節省。此外，還可以減少數據中心UPS和網絡設備費用、所占用的空間等等。
2.避免過多部署。在實施服務器虛擬化之前，管理員通常需要額外部署一下服務器來滿足不時之需。利用服務器虛擬化，可以避免這種額外部署工作，而且它支持虛擬機的完美分割。
3.事半功倍。在經濟不景氣的情況下，IT部門和管理員更需要有事半功倍的理想方式來實現。服務器虛擬化可以幫助管理員更靈活、更高效地實現IT管理工作。
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5.遷移虛擬機。服務器虛擬化的一大功能是支持將運行中的虛擬機從一個主機遷移到另一個主機上，而且這個過程中不會出現宕機事件。VMware的 vMotion能為你實現這一點，使得像分布式資源調度（DRS）和分布式電源管理（DPM）一樣去實現。
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7.基于鏡像的備份和還原。虛擬機能實現備份和還原，而且能實現快速備份和還原。此外，映像級備份會使災備變得更輕松。更重要的是，可以利用先進技術實現差異化備份。
（Nanjing Normal University College of Energy and Mechanical Engineering，Nanjing 210042，China）
摘要：本文通過分析傳統污泥處理方法，提出一種新的污泥處理方法――利用鍋爐余熱干化生活污泥用作電廠原料。對比了新舊方法的利弊。
Abstract: Through analysis of traditional method of sludge treatment, a new method of sludge treatment, using sewage sludge dried by waste heat of boiler as the raw material of power plant, was put forward in this paper, and the advantages and disadvantages of the old and new methods were compared.
關鍵詞：污泥 污泥處理 鍋爐余熱干化生活污泥
Key words: sludge；sludge treatment；sewage sludge dried by waste heat of boiler
中圖分類號：X7 文獻標識碼：A文章編號：1006-4311（2011）29-0312-01
0引言
城市污水污泥是污水處理過程中必不可少的副產品。目前我國年產干污泥近30萬噸[1]，折合濕污泥含量約為750萬噸（96%的含水率）。大量的污泥未能及時得到合理處理而成為污水處理廠沉重的負擔。有資料表明[2]，在建成的污水處理廠中90%以上沒有污泥處理的配套設施，60%以上的污泥未經任何處理就直接農用，而消化后的污泥也由于未進行無害化處理而不符合污泥農用衛生標準。
1污泥的處理方法
目前國內外污泥的處理方法如下：
1.1 污泥填埋處理污泥填埋處理操作上相對簡單，但是對場地的要求較高：既要防止滲濾液、微生物對地下水體的污染，還要考慮污泥發酵所形成氣體的二次污染。目前我國污水處理廠污泥填埋問題尤為突出。一是消耗大量土地資源，不少城市很難找到新的填埋場；二是產生大量滲瀝液，由于含水率較高，污泥加劇了垃圾填埋場滲瀝液的污染，大部分和垃圾混合填埋的垃圾場存在拒收污泥的現象；三是對填埋氣進行資源化利用的填埋場較少，填埋氣體污染大氣，并存在安全隱患。
1.2 污泥農業利用相對于污泥填埋處理，污泥農業利用的投資少、能耗低、運行費用低，被認為是最有發展潛力的一種處置方式。污泥土地利用，尤其是在相關法律法規及相關政策完善的情況下，將發酵后的污泥作為園林綠化、苗圃、土壤改良以及覆蓋土是一種有效的污泥處置途徑。但是污泥農用的產品將直接和人類的食物鏈發生關系，而目前國內外對污泥農用的風險性研究還不夠深入。目前，我國關于污泥農用風險的研究體系尚不健全，對于污泥處置的風險研究可用數據不充分。
1.3 污泥土地利用美國EPA技術文件中所提到采用污泥專用處置場（Dedicated disposal site）和污泥專用有效利用場（Dedicated beneficial use site）進行污泥處理。污泥專用處置場（Dedicated disposal site）作為污泥土地處置方式的一種，目的是為了獲得最大程度的污泥施用率（可高達220~900Dt/（ha.a））。由于大量地、重復地施用污泥，專用處置場上一般不適宜進行種植。污泥專用有效利用場（Dedicatedbeneficial use site）則是屬于污泥土地利用的一種形式，但其污泥施用率較其他的土地利用形式高得多（第一年的施用率可高達150~200Dt/ha）。在污泥專用有效利用場上，通常用來種植不進入人類食物鏈的植物，該技術在我國應用不多。
1.4 污泥綜合利用污泥作建材利用是近年來一種新興的污泥回用方法，較農業利用、能源化利用具有經濟效益明顯、無處置殘留物等優勢，是污泥資源化處置的一個重要發展方向。與發達國家比較而言，我國在污泥建材利用發展方面有些落后，雖然在污泥制磚方面的研究確實不少，但缺乏實際的工程應用。
1.5 焚燒處理污泥焚燒處理法是最徹底的污泥處理方法，污泥干化焚燒是今后我國提倡的方向，尤其是采用有焚燒后余熱干燥污泥體現了節能減排，循環經濟的思想。但此方法的缺點也不容忽視，如需要投入大量的基礎設施資金和運行費用，還需要消耗大量的能源，而能源價格又不斷上漲，設施成本和運行費用昂貴。
2污泥處理技術目前存在的問題
傳統的污泥的主要處置方式有填埋、焚燒、排海、農用等。在國外，西方發達國家經濟實力雄厚、科學技術先進、其處理程度一般較高。其中，西歐以填埋為主，美、英、北愛爾蘭三國以農用為主，而日本主要采用焚燒，而在我國，由于經濟和技術所限，目前污泥尚無穩定而合理的出路，基本還是以農肥的形式用于農業。并且大多數污泥未經任何處理就直接農用，由此產生地環境問題直接危及人體健康。為此，我國于1984年頒布并實施《農用污泥中污染物控制標準》（GB4284-84），這對于污泥農用的規范化起到一定的指導作用。
但是傳統的污泥處理方法都存在一定弊端，且污泥也沒有達到有效的資源化發展。污泥排海也并未從根本上解決環境伺題，同時也造成了海洋污染，對海洋生態系統和人類食物鏈已造成威脅，受到越來越強烈的反對。
3新工藝流程
3.1 新工藝工作原理利用目前火電廠排放的余熱干化生活污泥以及印染污泥以提高污泥本身的熱值并且減少煙塵中的SO2和粉塵含量，干化后的污泥可以做為電廠發電的燃料添加劑。工藝采用風機1加速鍋爐尾氣的流動速度以更好的干化污泥，風機2加速了干化污泥后的尾氣的流速，使之及時的排除煙道，保證了煙道的通常。
3.2 新工藝的設計思路新工藝秉承節能減排的思想，在減少污泥排放的同時合理利用了污泥的有效熱值，節約了有限的化石能源――煤。為污泥的資源化利用找到了一條新的途徑，為電廠能源來源找到了新的選擇。
4展望
總結以上污泥處理方式，普遍存在成本高、處理不徹底等缺陷，受經濟因素影響大，在污泥污染早期時往往不被重視，拖延了時間，污染不斷加重，導致后期更難治理，花費更多。新的污泥處理方法――利用鍋爐余熱干化生活污泥用作電廠原料，使得污泥處理有了新的途徑，相信在不久的將來污泥處理定會有新的突破。
