本发明涉及一种剩余污泥处理方法，尤其涉及一种剩余污泥的破壁深度脱水方法。
背景技术：
剩余污泥的处理已成为污水生物处理技术普及和运行的制约因素。解决剩余污泥处理与处置的首要原则就是污泥减量化，污泥减量包含污泥的减质和减容，即减少污泥产生量和减少污泥容积。传统的污泥处理主要是采用浓缩、脱水和干燥等方法降低污泥的含水率，以便于后续的处理和处置。但普遍存在处理效率低，药剂成本高等问题。
影响污泥脱水效率的主要原因为污泥胞外聚合物（eps）内的水及胞内水分的限制。污泥深度脱水是指对污泥进行调理，破坏污泥保外聚合物和细胞壁，释放结合水、吸附水和胞内水，改善污泥脱水性能，并进一步借助有效措施使处理后污泥含水率达到60％以下。污泥胞外聚合物是微生物在一定环境下，在其代谢过程中分泌的包围在微生物细胞壁外的多聚化合物。eps可能由细菌产生，也可能为水解产物或是从废水中吸附的离子，或是被吸附在絮体上的废水中的有机物，eps包括荚膜、黏液层和其他物质，其中有机部分主要由多聚糖、蛋白质和dna、脂类及腐殖酸等组成。研究表明，污泥中大部分的水结合在eps中，因此eps被认为是影响污泥脱水性能的最主要因素。化学调理对污泥脱水性能的影响已被许多研究提及，但是很少能同时达到有效的破壁释放胞内结合水，也存在投药量大、成本高等问题。
常用的破解eps及细胞壁的方法有化学处理法、机械破碎法、超声破碎、微波法、电解法等。但单独任一种处理方法都存在处理效率有限，成本高工业应用存在局限等问题。渗透压冲击法作为污泥预处理的方法，是将细胞放在高渗透压的溶液中，由于渗透压的作用，细胞内水分便向外渗出，细胞发生收缩。当达到平衡后，将介质快速稀释，或将细胞转入水或缓冲液中，由于渗透压的突然变化，细胞外的水迅速渗入细胞内，引起细胞快速膨胀而破裂。将渗透压冲击法与化学法结合，将大大降低药剂使用量，提高破壁效率。
任占强（超声波处理活性污泥细胞壁脱水研究，2014年第39卷第6期，105-108），研究利用超声波处理剩余活性污泥的原理，不同条件因素对处理效果的影响，以及处理后活性污泥性质的改变情况。利用超声波的空化作用等可以使活性污泥中菌胶团的细胞壁及细胞膜破裂释放出其中的胞液等，达到减小污泥体积的目的。高频率的超声波处理能够在短时间内提取到细胞内有机物质；在低频率范围内，44w的超声波处理脱水效果最好。在此频率的超声波处理时问为90s时，污泥含水率最低(85％左右)，脱水效果最好，小于90s或大于90s时，污泥含水率均上升，脱水效果变差。超声波处理后，能够使活性污泥的性质改善。大功率超声波可以降解生物污泥，释放出其中的有机物；小功率超声波能够改善污泥的膨胀特性和脱水能力，降低污泥的含水率。经超声波处理并简单过滤的污泥滤液，cod达4200mg/l左右。随着超声强度的增加，污泥的沉降性能逐渐降低。但是在低声强范围内，污泥沉降性能仍可保持较佳状态。但超声波处理存在成本高，工业应用受限等问题。
cn106116107a公开了一种污泥深度脱水的方法，包括向污泥中投加水泥，混合均匀，得到混合污泥，水机加入的重量百分比例为污泥的1-30%。将所述混合污泥进行压滤，得到脱水泥饼。本发明还提供了一种压滤装置。该发明通过向待处理的含水污泥中加入水泥作为调质处理剂，就能达到破除污泥中水分子键的作用，后续使用污泥脱水装置可以把水脱至22wt%以下，显著地提高了污泥深度脱水的效果，同时该方法具有施工简便，加工成本低的优点。但存在水泥用量较大，固化后运输不利及资源化利用阻碍等问题。
技术实现要素：
针对现有技术的不足，本发明的目的在于提供一种剩余活性污泥破壁深度脱水处理方法。该方法采用药剂调理和渗透压冲击破壁联合技术对污泥进行破壁预处理，处理后的物料进入磁分离机进行固液分离并同时处理污水，分离后的固体物料经磁粉回收后进行脱水处理得到脱水泥饼，可作为进一步资源化利用原料，整个过程无废水产生，污泥深度脱水后污泥量显著降低。
本发明提供一种剩余活性污泥破壁深度脱水处理方法，所述处理方法包括如下内容：
（1）使用破壁均化槽，其用于接收剩余活性污泥和处理剂，其中所述处理剂包括三氯卡班、壬基酚聚氧乙烯醚、氯化铝和助剂a，混合均匀后进行反应；反应完成后向槽中加入edta和蔗糖溶液，混合均匀后加入冰水进行处理，处理后得到第1料流，所述助剂a为亚胺培南、美罗培南、帕尼培南中的一种或几种；
（2）使用磁分离机，其用于接收来自步骤（1）的第1料流、助剂b、磁粉和水处理剂，反应后进行分离，分离后得第2料流及水，处理后得到的水可直接排放或循环使用；
（3）使用磁粉回收装置，用于接收来自步骤（2）得到的第2料流，磁粉经回收装置回收后循环使用，处理后得第3料流；
（4）使用污泥脱水机，其用于接收来自步骤（3）得到的第3料流，第3料流经脱水处理后得到脱水泥饼和污水，污水返回磁分离机，泥饼含水率小于45%，可作为其他资源化用途原料。
本发明处理方法中，步骤（1）中所述助剂a的加入量与步骤（1）中所述的剩余活性污泥固含物的重量比为1:700～1:100，三氯卡班的加入量与步骤（1）中所述的剩余活性污泥固含物的重量比为1:1000～1:100；所述壬基酚聚氧乙烯醚的加入量与步骤（1）中所述的剩余活性污泥固含物的重量比为1:400～1:60；所述氯化铝的加入量与步骤（1）中所述的剩余活性污泥固含物的重量比为1:1000～1:100。
本发明处理方法中，步骤（1）中所述edta溶液浓度为2～20mm，edta溶液加入量是步骤（1）中所述剩余活性污泥体积的1/50～1/10。本发明处理方法中，步骤（1）中所述蔗糖溶液的浓度为33wt%～37wt%，蔗糖溶液的加入量与步骤（1）中所述的剩余活性污泥固含物的重量比为1：30～1：10。
本发明处理方法中，步骤（1）中所述冰水的体积为剩余活性污泥体积的1～5倍。加入冰水后处理时间为20~40min。
本发明处理方法中，步骤（2）所述助剂b为阳离子聚丙烯酰胺、阴离子聚丙烯酰胺、非离子聚丙烯酰胺、两性离子聚丙烯酰胺、聚合氯化铁中的一种或几种，助剂b的加入量是剩余活性污泥固含物的0.002wt%～1wt%
本发明处理方法中，步骤（2）所述磁粉溶液为磁粉和水配制成的浓度为10wt%～20wt%的磁粉溶液，所述磁粉用量为磁分离机进料量的1wt%～5wt%。
本发明处理方法中，步骤（2）所述水处理剂为过氧化氢、次氯酸钠、次氯酸钙、二氧化氯中的一种或几种，所述水处理剂的加入量与剩余活性污泥固含物的重量比为1:200～1:10。
本发明处理方法中，步骤（4）所述污泥脱水机是离心脱水机、板框压滤机、叠式污泥脱水机、带式压滤机中的一种或几种。
本发明处理方法得到的脱水泥饼含水率≤45%，可作为进一步资源化利用的原料，磁分离机处理出水可直接排放或循环使用。本发明使用药剂量少，脱水效果显著，污泥量大大降低。与现有技术相比，本发明处理方法具有如下特点：
1、本发明处理方法中，所述处理剂能与细胞膜上蛋白质分子结合，抑制细胞壁的合成。壬基酚聚氧乙烯醚的加入，提高了处理剂在使用时的分散性和活性，壬基酚聚氧乙烯醚与三氯卡班的协同作用保证了处理剂的破壁效果。通过处理剂中各组分的协同作用，能有效的分散解体污泥胞外聚合物的絮体结构，使絮体内部的结合水释放出来，促进胞外聚合物水解并且进一步破坏细胞壁。渗透压冲击可加速脆弱细胞壁的膨胀破裂，它们的协同作用可以加剧活性污泥中微生物细胞膜的破裂使细胞内含物更迅速的释放，从而实现细胞破碎的目的。本发明处理中通过氯化铝的加入，可以保持助剂的活性和稳定性，而且通过氯化铝的加入，使得处理剂体系的临界胶束浓度降低，可以进一步提高破壁效率，减少处理剂用量。
2、本发明处理方法中，采用磁分离机进行污泥破壁后的固液分离，处理量大、停留时间短、能耗低，同时还对污水进行处理，处理后出水可直接排放或循环使用。经磁分离处理后的污泥可以大大节省后续脱水单元的处理难度，减少或无需添加脱水药剂，节省药剂用量且不带来二次污染。3、本发明方法中，经破壁-深度脱水处理后的泥饼便于运输、掺拌或成型，可作为进一步资源化利于的原料，实现了废物利用。
具体实施方式
下面结合实施例对本发明作进一步的说明，但不因此限制本发明。
实施例1
以某污水处理场剩余污泥浓缩池中污泥为例说明本发明具体实施例。向该种含水率为96.35%的脱水剩余污泥中加入0.04%ts污泥（ts为污泥总固体含量）的三氯卡班和0.25%ts污泥的壬基酚聚氧乙烯醚和0.1%ts污泥的氯化铝以及0.15%ts污泥的亚胺培南，搅拌反应40min，向处理后的污泥中加入2%污泥体积10mm的edta和5%污泥体积的36%蔗糖溶液，搅匀20min，迅速加入3倍污泥体积的冰水，平衡时间30min后通入磁分离机前端的加料槽并向其中加入助剂0.2%的聚合氯化铝溶液和0.002%的聚丙烯酰胺溶液，并加入0.5%ts污泥的过氧化氢，搅拌30min后进料，同时进料2wt%浓度为10%的磁粉溶液，磁分离机停留时间5min。经磁分离后的出水收集，测定cod为47mg/l，满足污水综合排放标准要求。分离后的固体经磁粉回收装置进行磁粉回收，分离固体进入叠式污泥脱水机进行进一步脱水，经脱水后泥饼含水率为44.8%，脱出水返至磁分离机加料槽，污泥和污水同时处理，无二次污染。
实施例2
同实施例1的剩余污泥原料，所选处理工艺同实施例1。向该种含水率为96.35%的脱水剩余污泥中加入0.1%ts污泥的三氯卡班和0.8%ts污泥的壬基酚聚氧乙烯醚和0.5%ts污泥的氯化铝以及0.5%ts污泥的美罗培南，搅拌反应40min，向处理后的污泥中加入5%污泥体积20mm的edta和5%污泥体积的36%蔗糖溶液，搅匀20min，迅速加入3倍污泥体积的冰水，平衡时间30min后通入磁分离机前端的加料槽并向其中加入助剂0.2%的聚合氯化铝溶液和0.002%的聚丙烯酰胺溶液，并加入0.5%ts污泥的过氧化氢，搅拌30min后进料，同时进料2wt%浓度为10%的磁粉溶液，磁分离机停留时间5min。经磁分离后的出水收集，测定cod为46mg/l，满足污水综合排放标准要求。分离后的固体经磁粉回收装置进行磁粉回收，分离固体进入叠式污泥脱水机进行进一步脱水，经脱水后泥饼含水率为43.4%，脱出水返至磁分离机加料槽，污泥和污水同时处理，无二次污染。
实施例3
同实施例1的剩余污泥原料，所选处理工艺同实施例1。向该种含水率为96.35%的脱水剩余污泥中加入0.2%ts污泥的三氯卡班和1.6%ts污泥的壬基酚聚氧乙烯醚和1%ts污泥的氯化铝以及1%ts污泥的帕尼培南，其他条件同实施例1。经磁分离后的出水收集，测定cod为46mg/l，满足污水综合排放标准要求。分离后的固体经磁粉回收装置进行磁粉回收，分离固体进入叠式污泥脱水机进行进一步脱水，经脱水后泥饼含水率为42.5%，脱出水返至磁分离机加料槽，污泥和污水同时处理，无二次污染。
实施例4
同实施例1的剩余污泥原料，所选处理工艺同实施例1。向该种含水率为96.35%的脱水剩余污泥中加入0.18%ts污泥的三氯卡班和1.2%ts污泥的壬基酚聚氧乙烯醚和0.8%ts污泥的氯化铝以及0.5%ts污泥的亚胺培南和0.5%ts污泥的美罗培南，其他条件同实施例1。经磁分离后的出水收集，测定cod为45mg/l，满足污水综合排放标准要求。分离后的固体经磁粉回收装置进行磁粉回收，分离固体进入叠式污泥脱水机进行进一步脱水，经脱水后泥饼含水率为41.3%，脱出水返至磁分离机加料槽，污泥和污水同时处理，无二次污染。
实施例5
同实施例1的剩余污泥原料，所选处理工艺同实施例1。向该种含水率为96.35%的脱水剩余污泥中加入0.16%ts污泥的三氯卡班和1.5%ts污泥的壬基酚聚氧乙烯醚和0.7%ts污泥的氯化铝以及0.3%ts污泥的亚胺培南和0.3%ts污泥的美罗培南和0.3%ts污泥的帕尼培南，其他条件同实施例1。经磁分离后的出水收集，测定cod为44mg/l，满足污水综合排放标准要求。分离后的固体经磁粉回收装置进行磁粉回收，分离固体进入叠式污泥脱水机进行进一步脱水，经脱水后泥饼含水率为40.4%，脱出水返至磁分离机加料槽，污泥和污水同时处理，无二次污染。
对比例1
原料及方法同实施例1。但没有加入氯化铝，即向该种含水率为96.35%的脱水剩余污泥中加入0.04%ts污泥的三氯卡班和0.25%ts污泥的壬基酚聚氧乙烯醚和0.15%ts污泥的亚胺培南，其他条件同实施例1。经磁分离后的出水收集，测定cod为64mg/l，分离后的固体经磁粉回收装置进行磁粉回收，分离固体进入叠式污泥脱水机进行进一步脱水，经脱水后泥饼含水率为62.9%。
对比例2
原料及方法同实施例2。但没有加入壬基酚聚氧乙烯醚，即向该种含水率为96.35%的脱水剩余污泥中加入0.1%ts污泥的三氯卡班和0.5%ts污泥的氯化铝以及0.5%ts污泥的美罗培南，其他条件同实施例2。经磁分离后的出水收集，测定cod为64mg/l，分离后的固体经磁粉回收装置进行磁粉回收，分离固体进入叠式污泥脱水机进行进一步脱水，经脱水后泥饼含水率为64.5%。
对比例3
原料及方法同实施例3。但没有加入三氯卡班，即向该种含水率为96.35%的脱水剩余污泥中加入1.6%ts污泥的壬基酚聚氧乙烯醚和1%ts污泥的氯化铝以及1%ts污泥的帕尼培南，其他条件同实施例2。经磁分离后的出水收集，测定cod为68mg/l，分离后的固体经磁粉回收装置进行磁粉回收，分离固体进入叠式污泥脱水机进行进一步脱水，经脱水后泥饼含水率为69.5%。
对比例4
原料及方法同实施例4。但没有加入壬基酚聚氧乙烯醚和氯化铝，即向该种含水率为96.35%的脱水剩余污泥中加入0.18%ts污泥的三氯卡班和0.5%ts污泥的亚胺培南和0.5%ts污泥的美罗培南，其他条件同实施例4。经磁分离后的出水收集，测定cod为65mg/l，分离后的固体经磁粉回收装置进行磁粉回收，分离固体进入叠式污泥脱水机进行进一步脱水，经脱水后泥饼含水率为67.7%。