一种剩余活性污泥干化加工方法与流程

本发明涉及一种剩余活性污泥干化工艺，尤其涉及一种剩余污泥的破壁脱水、低能耗干化处理工艺。

背景技术：

剩余活性污泥是污水处理过程中的必然产物，其成分复杂，由多种微生物形成的菌胶团与其吸附的有机物组成，除了含有大量的水分外，还含有难降解有机物、挥发性物质、重金属和盐类，以及病原体和寄生虫卵等，如不及时处理与处置，将对环境造成二次污染。由于我国污水处理厂建设存在严重的“重水轻泥”现象，导致大量污泥“积压”，未得到合理安全的处理处置，我国污水处理厂在建设过程中，约80%的污水处理厂实现了污泥的浓缩脱水，达到了一定程度的减容，但由于处置目标的不确定、投资不足，污泥在污水处理厂内未实现稳定化处理，未稳定的污泥中含有易降解有机物，恶臭物质、病原体等，易使污泥在运输和处置环节过程中污染物进一步扩散，使得已经建成投运的大批污水处理设施的环境效益大打折扣。其核心问题在于我国城镇污水处理厂内污泥处理环节上实现了污泥的初步减容，但未在厂内实现污泥的稳定化，后续的安全处置及监管不到位，形成全国关注的“污泥问题”，存在二次污染的隐患。

活性污泥胞外聚合物(extracellularpolymericsubstances,eps)是微生物在一定环境下消耗有机物而产生的附着于细胞壁上的高分子有机多聚物，这种聚合物的组成与污水处理系统的运行方式有很大相关性。eps的化学组成复杂，主要成分为蛋白质、多糖、dna和腐殖酸,其中蛋白质和多糖占eps总量的70%~80%。活性污泥eps紧紧附着于细胞壁，具有较高的持水能力，可以增加微生物抵抗外界环境条件变化的能力，只有特定的方法才能将其从污泥絮体中分离出来。污泥细胞壁的破解可以使污泥细胞的胞内结合水释放出来，从而加快污泥干化效率，降低污泥干化能耗。

刘凯，马晓茜（环境科学与技术，2011年第34卷第2期，201-204）报道了“基于深度脱水的污泥干化焚烧工艺”，文章对市政污泥进行半干化-焚烧一体化进行研究，针对市政污泥半干化、焚烧一体化流程的特点和排出污染物的特征，对污染物进行定量的分析，同时对最终排入到环境中的污染物质进行了评价，研究的结果表明：每处理100t湿污泥，需要掺烧4.89t无烟煤，在焚烧的过程中，在没有净化工艺的前提下，so2和hcl的排放都超过排放的标准，当采用净化工艺时，烟气中的so2和hcl都能达到排放标准，在所有流程中，汞、二噁英、co和nox的含量均没有超过法规的限定值；同时产生的飞灰中富集了大量的金属，未经处理不适合排放；炉渣浸出的金属浓度较低，处置和处理对环境的影响不大。文章也指出由物料平衡和热量平衡计算可知，要保持系统的热量平衡，需要掺烧燃煤，处理100t/d湿污泥，需要掺烧4.89t/d无烟煤才能满足系统的热量平衡，能耗较高。

cn102358678a公开了一种污泥干化系统，所述的干化系统包括干燥室，所述干燥室与热空气管路、辅助热源管路连通，所述干燥室包括湿污泥进口、干污泥出口、排湿口，所述干燥室还包括位于其内部的污泥传送带，所述的热空气管路与太阳能集热器连通，所述太阳能集热器通过风道与风机连通，所述的辅助热源管路上设有温度控制阀。该干化系统不仅有效利用了太阳能和工厂排放的热尾气或蒸汽，提高了干化效率和干化效果，还增加了干化系统运行的稳定性。但该发明并未对污泥进行预处理，干化效率受限。

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干化加工方法。该方法采用药剂调理和电解破壁技术提高污泥脱水率；多层网带式低温干化箱不需要热源，温度低且粉尘量低，可避免爆炸隐患，能充分的进行对流接触并使污泥分散，脱水阻力小。

本发明提供一种剩余活性污泥干化加工方法，所述加工方法包括如下内容：

（1）使用电解槽，其用于接收剩余活性污泥和处理剂，在10～20ma/cm²，200～500hz下处理1～2h，处理后得到第1料流，所述处理剂包括高氯酸钠、磷酸三丁酯和助剂，所述助剂为多粘菌素和/或粘杆菌素；

（2）使用污泥脱水机，其用于接收并处理来自步骤（1）的第1料流，经脱水处理后得到第2料流和污水，所述污水送去污水厂进一步处理；

（3）使用成型机，其用于接收来自步骤（2）的第2料流，处理后得到第3料流；

（4）使用干燥装置，其用于接收并处理来自步骤（3）的第3料流，处理后得到含水率小于15%的干化污泥。

本发明方法中，步骤（1）中所述高氯酸钠的加入量与步骤（1）中所述的剩余活性污泥固含物的重量比为1:500～1:50。

本发明方法中，步骤（1）中所述助剂的加入量与步骤（1）中所述的剩余活性污泥固含物的重量比为1:800～1:50；步骤（1）中所述的磷酸三丁酯的加入量与步骤（1）中所述的剩余活性污泥固含物的重量比为1:300～1:30。

本发明方法中，步骤（1）中所述处理剂中加入助剂b，所述助剂b为十二烷基三甲基溴化铵、十四烷基三甲基溴化铵、十二烷基三甲基氯化铵、十四烷基三甲基氯化铵、十六烷基三甲基氯化铵、十八烷基三甲基氯化铵等的一种或几种。所助剂b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1:100～1:50。

本发明方法中，步骤（2）所述污泥脱水机可以是离心脱水机、板框压滤机、叠式污泥脱水机、带式压滤机中的一种或几种。

本发明方法中，步骤（3）所述破壁脱水后的污泥经成型机挤成条状，所述条状污泥的直径为3-6mm。

本发明方法中，步骤（3）所述成型后的污泥经输送带进入干燥装置，所述干燥装置为太阳能多层网带式低温干化箱，所述干化箱内置多层可独立、且水平转动的网带，为载气与污泥提供能够充分接触的空间，污泥在网带上水平运动，与垂直流动的空气形成错流，空气能够从污泥中穿越过去，形成良好的对流接触干燥条件，能够提高脱水效率，促进污泥快速脱水。当成型后的污泥自上而下经过层层网带时便经过了干化处理。该干化箱通过空气泵将空气经太阳能加热器加热后引作干化箱的低温干化载气，温度≥60℃，湿度＜10%，载气量500-1000m³/h，污泥在箱内停留时间约为1～5h。

本发明方法中，步骤（4）所得干化污泥可进一步资源化处理或焚烧，干化过程产生的尾气由引风机引入尾气装置处理后排空，所述尾气处理装置可以为超重力尾气处理装置。

与现有技术相比，本发明加工方法具有如下特点：

1、本发明处理方法中，通过处理剂中高氯酸钠、磷酸三丁酯、多粘菌素和/或粘杆菌素、助剂b的协同作用下，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。尤其是高氯酸钠和磷酸三丁酯的使用，可以大大提高处理剂的活性，提高处理剂杀菌、灭活的作用，加速细胞壁及细胞膜的溶解。

2、电解能促进污泥紧密粘附胞外聚合物(tb-eps)剥落，剥落的tb-eps中,部分被转化为溶解性胞外聚合物(s-eps)和松散粘附层胞外聚合物(lb-eps)，部分eps被分解为氨基酸和脂肪酸等小分子物质。处理剂和电解协同作用能有效的加快胞外聚合物的分解和细胞壁的破裂，释放表面吸附水和内部结合水。从而增大脱水效率，减少干化能耗。

3、本发明中破壁脱水后的污泥通过挤条机剂成条状。通过挤条成形，有利于分散和均布污泥，减小污泥内水分脱除阻力。

4、本发明中的干化箱通过空气泵将空气经太阳能加热器加热后引作干化箱的低温干化载气。该干化箱内置多层可独立、且水平转动的网带结构，为载气与污泥提供能够充分接触的空间。污泥在网带上水平运动，与垂直流动的空气形成错流，空气能够从污泥中穿越过去，形成良好的对流接触干燥条件，能够提高脱水效率，形成快速脱水机制。当成型后的污泥自上而下经过层层网带时便经过了干化处理。该干化箱无需引入其他热源，能耗低，低温处理不会引起粉尘爆炸等危险，污泥组分挥发少。干化后污泥含水率降至15%以下。

附图说明

图1是本发明的剩余活性污泥干化处理工艺流程示意图。

其中，1-剩余活性污泥，2-污泥泵，3-电解槽，4-药剂，5-污泥脱水机，6-成型机，7-多层网带式低温干化箱，8-干化污泥，9-太阳能加热器，10-空气，11-引风机，12-超重力尾气处理装置，13-污水，14-污水处理厂，15-泥饼，16-尾气。

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。

如图1所示本发明是通过如下工艺过程实现的：剩余活性污泥1通过污泥泵2泵入电解槽3中，与药剂4混合后进行污泥破壁处理，破壁后得到的第1料流污泥进入污泥脱水机5进行脱水处理，得到第2料流泥饼15和污水13，其中污水13排入污水处理场14进行后续处理，脱水后的泥饼15送入成型机6挤成条状，得到第3料流，第3料流再通过输送带进入太阳能多层网带式低温干化箱7进行低温干化处理，多层网带式低温干化箱7通过空气泵将空气10经太阳能加热器9加热后，作为干化箱的低温干化载气，干化过程产生的尾气16由引风机11引入超重力尾气处理装置12处理后排空，干化后的污泥8可用作进一步资源化处理或焚烧。

实施例1

以某污水处理场剩余污泥为例说明本发明具体实施例。将200kg该种含水率为96.40%的剩余污泥加入到电解槽中，向其中加入2%ts污泥（ts为污泥总固体含量）的高氯酸钠和3%ts污泥的磷酸三丁酯，并加入2%ts污泥的多粘菌素后，在20ma/cm2，400hz下作用1.5h，破壁后污泥vss削减率为38.29%，scod增加了原污泥的36.52倍。破壁后污泥进行离心脱水，脱水后污泥的含水率为65.61%，将污水排入污水处理场生化单元进行进一步处理，脱水后泥饼进入压滤机压制成4mm条状污泥经输送带进入太阳能多层网带式低温干化箱，载气经太阳能管加热至70℃，箱内湿度为8%，载气量800m³/h，污泥在箱内停留时间为4h，干燥后污泥含水率降至11.46%。

实施例2

与实施例1基本相同，不同之处为处理剂为0.2%ts污泥的高氯酸钠和0.35%ts污泥的磷酸三丁酯和0.13%ts污泥的粘杆菌素，破壁后污泥vss削减率为32.07%，scod增加了原污泥的31.79倍。破壁脱水后污泥含水率达68.50%，最终干燥后的剩余污泥含水率降至12.94%。

实施例3

与实施例1基本相同，不同之处为处理剂为1%ts污泥的高氯酸钠和1.5%ts污泥的磷酸三丁酯、0.5%ts污泥的多粘菌素和0.5%ts污泥的粘杆菌素，破壁后污泥vss削减率为42.54%，scod增加了原污泥的40.74倍。破壁脱水后污泥含水率达62.47%，最终干燥后的剩余污泥含水率降至10.76%。

实施例4

与实施例1基本相同，不同之处为处理剂为1.2%ts污泥的高氯酸钠和1.8%ts污泥的磷酸三丁酯、0.8%ts污泥的多粘菌素和0.8%ts污泥的粘杆菌素和1.5%ts污泥的n-长链酰基亚烷基甜菜碱，破壁后污泥vss削减率为49.36%，scod增加了原污泥的44.74倍。破壁脱水后污泥含水率达59.42%，最终干燥后的剩余污泥含水率降至8.21%。

对比例1

所选污泥组成同实施例1的剩余污泥原料，所选处理工艺同实施例1，但是没有加入高氯酸钠，即向200kg该种含水率为96.40%的剩余污泥中加入3%ts污泥的磷酸三丁酯并加入2%ts污泥的多粘菌素，在20ma/cm²，400hz下作用1.5h，破壁后污泥vss削减率为10.40%，scod增加了原污泥的9.14倍。破壁后污泥进行离心脱水，脱水污泥含水率为79.47%，经过实施例1的工艺处理后，干燥后的剩余污泥含水率降至32.44%。

对比例2

所选污泥组成同实施例2的剩余污泥原料，所选处理工艺同实施例2，但是没有加入磷酸三丁酯，即向200kg该种含水率为96.40%的剩余污泥中加入0.2%ts污泥的高氯酸钠和0.13%ts污泥的粘杆菌素，在20ma/cm²，400hz下作用1.5h，破壁后污泥vss削减率为12.93%，scod增加了原污泥的18.83倍。破壁后污泥进行离心脱水，脱水污泥含水率为77.18%，经过实施例2的工艺处理后，干燥后的剩余污泥含水率降至27.35%。

对比例3

所选污泥组成同实施例3的剩余污泥原料，所选处理工艺同实施例3，但是没有加入抗生素，即向200kg该种含水率为96.40%的剩余污泥中加入1%ts污泥的高氯酸钠和1.5%ts污泥的磷酸三丁酯，破壁后污泥vss削减率为18.36%，scod增加了原污泥的25.92倍。破壁后污泥进行离心脱水，脱水污泥含水率为73.17%，经过实施例3的工艺处理后，干燥后的剩余污泥含水率降至22.45%。

对比例4

所选污泥组成同实施例4的剩余污泥原料，所选处理工艺同实施例4，但是所用处理剂中没有加入磷酸三丁酯，即向200kg该种含水率为97.8%的剩余污泥中加入1.2%ts污泥的高氯酸钠、0.8%ts污泥的多粘菌素、0.8%ts污泥的粘杆菌素和1.5%ts污泥的n-长链酰基亚烷基甜菜碱，在20ma/cm²，400hz下作用1.5h，破壁后污泥vss削减率为16.02%，scod增加了原污泥的23.30倍。破壁后污泥进行离心脱水，脱水污泥含水率为75.83%，经过实施例1的工艺处理后，干燥后的剩余污泥含水率降至24.90%。