39] 图4为超声波功率对污泥胞外聚合物EPS的影响示意图；
[0040] 图5为超声波预处理后污泥显微镜照片，其中，（a)为原污泥，（b)为在200W、超声 波处理5min后的污泥显微照片，（c)为在400W、超声波处理20min后的污泥显微照片；
[0041] 图6为本发明的生物固体物质的超声波辐射溶剂萃取联用脱水设备及流程示意 图，其中：
[0042] 1-溶剂钢瓶；2-溶剂储罐；3-脱水反应釜；4 一超声波发生器；5-气液分离器； 6-干燥器；7-空气压缩机；8-溶剂回收冷凝器；9 一超声波能量输出柱；
[0043] 图7为超声波辐射时间和萃取反应时间对脱水后污泥含水率的影响示意图；
[0044] 图8为超声波辐射功率和萃取反应时间对脱水后污泥含水率的影响示意图。
【具体实施方式】
[0045] 本发明提出了一种超声波辐射溶剂萃取联用对生物固体物质进行脱水的方法。首 先，本发明研究了超声波处理（包括超声波功率和超声波辐射时间）对于生物固体物质性 能的影响，以污泥为例。
[0046] (1)超声波辐射时间对污泥比阻的影响：
[0047] 称取5个超声波处理后泥样样品若干克置于玻璃杯中，用蒸馏水稀释并用玻璃棒 搅拌均匀，配置成含水率97 %的污泥泥样100mL，测量5个污泥泥样的比阻。超声波辐射时 间对污泥比阻的影响如图1所示。
[0048] 图1可以看出当超声功率固定为400W时，随着超声波辐射时间的增加，污泥 比阻先下降后上升。在超声波辐射前5min里，污泥样品的比阻下降明显，从原来的 24. 1XlOY/g下降至17. 3X101(V/g。随后的5min，污泥样品的比阻下降缓慢，在超声波 辐射时间l〇min时，污泥比阻为17.OXlOWg，达到最低值。此后随着超声波辐射时间的 进一步增加，污泥比阻开始缓慢上升，在超声时间20min时，污泥比阻上升至18.ΟΧΙΟ1%2/ g°
[0049] (2)超声波功率对污泥比阻的影响：
[0050] 称取5个超声波处理后泥样样品若干克置于玻璃杯中，用蒸馏水稀释并用玻璃棒 搅拌均匀，配置成含水率97 %的污泥泥样，测量5个污泥泥样的比阻。超声波辐射功率对污 泥比阻的影响如图2所示。
[0051] 从图2可以看出当超声时间一定为5miη时，随着超声波功率的增加，污泥样 品比阻先下降后上升。当超声波功率增大到200W时污泥样品比阻下降至最低值为 14. 9XlOWg。之后随着超声波功率的增加污泥比阻略有升高，在超声波功率400W时达 到 17. 3X1010s2/g。
[0052] (3)超声波辐射时间对污泥胞外聚合物EPS的影响：
[0053] 分别用不同的超声波辐射时间处理污泥样品，分别称取5个样品若干克置于烧杯 中，加25ml蒸馏水并用玻璃棒搅拌均匀配置成含水率97%的污泥泥样，经离心分离去除上 清液后，测量污泥固体中的EPS含量。实验结果如图3所示。
[0054] 从图中可以看出，超声波功率一定时，污泥样品的蛋白质、多糖、EPS总量随着超 声波时间的增加呈先下降后平稳的趋势，而DNA含量基本不变。在超声波辐射起始的5min 里，污泥样品的EPS总量有明显下降，从532.Omg/1下降到441. 4mg/l，其中蛋白质含量从 300. 7mg/l下降到244. 6mg/l，多糖含量从231. 3mg/l下降到196. 8mg/l。此后超声波时间 继续增加，但污泥样品的蛋白质、多糖、EPS总量基本无变化。
[0055] (4)超声波功率对污泥EPS(污泥胞外聚合物）的影响：
[0056] 分别用不同的超声波辐射功率处理污泥样品，然后分别称取5个样品若干克置于 烧杯中，加25ml蒸馏水并用玻璃棒搅拌均匀配置成含水率97%的污泥泥样，经离心分离去 除上清液后，测量污泥固体中的EPS含量。实验结果如图4所示。
[0057] 从图4中可以发现在超声时间相同的情况下，随着超声波功率的增大，污泥蛋白 质、多糖、EPS呈现先下降后平稳的趋势。当超声波功率增加到200W时，污泥样品EPS含量 下降至最低值为298.lmg/1，随后趋于平稳。其中蛋白质含量在200W时从300. 7mg/l下降 至146. 8mg/l，其后稍有下降；多糖含量从原来的231. 3mg/l下降至151. 3mg/l，随后稍有上 升；而DNA含量不受超声波功率的影响，仍保持在32.Omg/1左右。
[0058] (5)超声波预处理对污泥絮体结构的影响：
[0059] 称取2份20g的污泥，分别经超声波波200W、5min和400W、20min处理后，玻璃棒 搅拌lmin，磁力搅拌3min，用显微镜进行观察，如图5所示。从图中可以看出，超声波作用 后，污泥尺寸变小，污泥颗粒间距变大，污泥絮体结构被破坏，因此污泥的脱水性性能得到 提高。当超声波能量进一步增加时，污泥絮体被破碎成较小的絮体，且分布均匀，污泥粘度 增加，脱水性能恶化。
[0060] 基于上述超声波处理对生物固体性质的影响，本发明提出了一种基于超声波辐射 和溶剂萃取联用的脱水方法。
[0061] 如图6所示，一种生物固体深度脱水装置，包括依次顺序循环串联的溶剂储存单 元、带有超声波发生器的脱水反应单元、固液分离单元、气液分离单元、气体液化单元和溶 剂回收单元.
[0062] 其中，
[0063] 所述的溶剂储存单元为溶剂储罐2。溶剂储罐2中的溶剂来源于溶剂回收冷凝器 8〇
[0064] 所述的脱水反应单元为内部设置有超声波能量输出柱9和搅拌装置的脱水反应 釜3,超声波能量输出柱9由超声波发生器4控制用于超声波的输出。
[0065] 所述的固液分离单元为过滤分离装置或静置分离储罐或离心器；其中，所述的脱 水反应单元与所述的固液分离单元可以分别设置，串联在一起，比如使用静置分离设备或 离心分离设备与脱水反应釜串联，实现连续化大生产，也可以将所述的脱水反应单元与所 述的固液分离单元耦合在一起，即在所述的脱水反应釜内部空间的上方和下方设置有滤 网，滤网可活动拆卸，打开上层滤网，可将固体物质加入脱水反应单元中，关闭上层滤网，实 现固体物质在脱水反应单元中进行超声波辐射-溶剂萃取联用脱水反应，液体部分直接通 过下层滤网进入气液分离单元，下层滤网堵塞后可拆线清洗或者直接更换。
[0066] 所述的气液分离单元为串联的气液分离器5和干燥器6 ;所述的气液分离器5的 外壁设置有加热圈。针对常温常压下为液态但是易于气化的溶剂物质，用电对气液分离器 进行加热，从而加热气化该溶剂物质，使其与水分离。
[0067] 所述的气体液化单元为串联的空气压缩机7和溶剂回收冷凝器8。
[0068] 溶剂回收冷凝器8同时与溶剂钢瓶1和空气压缩机7连接。
[0069] 在每个部件之间设置有阀门，如图6中阀门1~阀门14所示。在溶剂储罐2和萃 取脱水反应釜3之间以及空气压缩机7之后设置有流量计。
[0070] 脱水流程：本发明首先利用带有超声波发生装置的脱水反应釜3将待脱水的生物 固体物质进行超声波处理，通过超声波处理，改善了生物固体物质的脱水性能，然后利用脱 水溶剂将脱除的水溶解于脱水溶剂中，其中，脱水溶剂选用液化状态下与水的相互溶解度 高的溶剂。经过脱水溶剂作用后，将溶解了水的脱水溶剂与生物固体物质分离，然后利用气 液分离器5将水和脱水溶剂分离，分离的脱水溶剂进一步经过干燥器6、空气压缩机的压缩 7、溶剂回收冷凝器8的液化等重新回收利用。
[0071] 在脱水操作过程中，为了降低脱水时间、溶剂用量，采用超声波对生物固体物质进 行预处理，考虑到超声波对于能量的消耗以及生物固体物质对超声波吸收的效率，采用低 功率长时间的超声波条件组合较为适宜。
[0072] 为了减少脱水过程中的能量消耗，溶剂的沸点优选是在常温附近或其下。因此，在 本发明中，优选地，选用25°C、1大气压下为气体的物质，或加热后易于气化的物质，可选用 异丁烷、丁烷、乙烷、丙烷、甲醇、乙醇、甲醛、乙醛、丙醛、丁醛、环丙烯酮、乙丙醚、二乙基醚、 甲乙醚、二甲醚、乙基甲基醚中的一种或多种混合物。
[0073] 下面通过具体实施例详细说明本发明。
[0074] 实施例1
[0075] 在本例中，采用25°C、1大气压下为气体的二甲醚，待脱水的污泥为机械脱水污 泥，机械脱水后，污泥含水率为71. 6wt. %。按照前述污泥溶剂脱水方法和原理，将脱水污 泥40g置于带超声波发生器4的脱水反应釜3中，设定超声波功率及时间进行超声波预处 理，污泥冷却至室温。打开溶剂钢瓶1，气态脱水溶剂流至冷凝器8 (温度-25°C，0.IMPa)， 降温液化成液态脱水溶剂。打开高压氮气瓶开关，使得液态脱水溶剂流入溶剂储罐2,并通 过流量计控制脱水溶剂流量。液态脱水溶剂流至脱水反应釜3 (温度室温，0. 6MPa)，液态脱 水溶剂与待脱水污泥接触，污泥中水分溶解进入液态脱水溶剂中。打开阀门，溶解水分的脱 水溶剂流出脱水反应釜3进入气液分离器5。由于液态脱水溶剂温度上升及环境压力的下 降，液态脱水溶剂气化，水分则保持液态留在气液分离器5中。气化的脱水溶剂通入干燥器 6,干燥脱水