关键词：电镀废水；重金属；电镀污泥；资源化
中图分类号：X781.1
文献标识码：A文章编号：16749944（2017）8010502
1引言
电镀污泥是电镀行业产生的主要固体废弃物，因电镀废水处理过程中大部分重金属附着在电镀污泥中而使电镀污泥的重金属严重超标，因此，电镀污泥被列为危险固废。就目前而言，我国的污泥处置发展落后于污水处理设施，在污水处理厂建设的初期，往往只重视污水的处理而忽略了因处理而产生的大量污泥的处理[1]。
电镀污泥作为固体废弃物也应遵循固废处理的3R原则：无害化、减量化、资源化。根据环境保护部的《城镇污水处理厂污泥处置及污染防治技术政策》，污泥处置的首要目标是“减量化”、“无害化”和“稳定化”，“资源化”，且作为更高层次的要求存在。但是作为污泥，它具有的污染性和资源性双重特性，在保证无害化的前提下对其进行一定的资源化是目前电镀污泥研究的重点。
2电镀污泥的特性
电污泥因电镀工艺的不同存在一定的区别，这也是阻碍电镀污泥的资源化的一个重要原因。而污泥的理化性质是决定其处理方式的关键[2]。陈永松[3]等分析了12种来源不同的电镀污泥试样发现：电镀污泥的pH值在6.70～9.77之间（偏碱性）；水分（一般在75%～90%之间）、灰度含量高（>76%）；污泥组分十分复杂而且分布极不均匀；重金属含量很高，远远超过国家相关标准。在电镀污泥中的常规化合物有Al2O3、Fe2O3、CuO、SiO2、CaO、SO3、Na2O、MgO等[4]。
总的来说，电镀污泥具有含水率高、重金属质量分数大且热稳定性高、极易造成二次污染的特性。
3电镀污泥资源化的方法
目前，国内外对于电镀污泥资源化的方法研究主要集中在重金属回收技术和材料化技术这两大方向[4]。
3.1重金属回收技术
重金属回收技术通过化学、物理、生物等方法收集回收电镀污泥中的有价金属从而实现污泥的资源化。其主要的方法途径如下。
3.1.1浸提法
浸提法是指通过浸提剂与电镀污泥中的重金属反应来收集有价金属的方法。根据浸提剂的不同分为酸浸法、氨浸法和生物浸取法。酸浸法用硫酸、盐酸等作为浸提剂，主要针对铜、铁、镍等[5，6]有价金属的回收；氨浸法常用氨水作为浸提剂，主要针对铬[7]的回收利用；生物浸取法主要是利用化能自养微生物[8]的生化作用将电镀污泥中的重金属由固相变为游离态进入液相，再进行回收利用。
3.1.2熔炼法和熔烧浸取法
熔炼法主要用于回收电镀污泥中的铜、镍重金属[9]，但因回收的效率不高且能耗大，并未得到广泛运用。熔烧浸取法是先在高温下熔烧，去除电镀污泥中的一些杂质，然后用酸、水等介质提取有价金属的资源化方法。
3.1.3焚烧-回收法
焚烧-回收法是在电镀污泥经焚烧的基础上，对焚烧渣中的重金属进行回收利用的一门技术。裔兆君[10]等通过对电镀污泥焚烧残渣中的Cu、Ni形态分析发现焚烧处理能明显达到减量化。国内外研究表明焚烧-回收法能有效实现电镀污泥的“减量化”和“无害化”。此法不仅有效的减少了电镀污泥的体积，还能产热给其他产业提供热能，而且最后残渣中的重金属也有很好的去处――回收利用。
3.1.4复合法
目前，电镀污泥中重金属的回收多是采用复合方法，例如顾冬梅[11]等对电镀污泥进行还原焙烧―酸浸处理得出还原焙烧比直接焙烧更有利于电镀污泥中铜的选择性浸出：煤粉投加量为10%、碳酸钙投加量为0.5%、温度为700℃、焙烧时间为20min时，电镀污泥中铜的浸出率可达98.3%，含量达到15.07%。郑顺[12]等对电镀污泥氯化焙烧-弱酸浸出工艺的研究表明：盐酸为1mol/L、浸出时间为45min、浸出温度为318K、液固比为4∶1时，镍的浸出率为97.48%，铜的浸出率为87.65%。
3.2材料化技术
材料化技术是指利用经过无害化处理的电镀污泥，将其作为原料或者辅料用于生产建筑材料、有机化肥材料等的技术[4]。丁庆生等[13]用钢铁废水污泥、钡泥、铜渣和电镀污泥作为主要原材料，掺入页岩、淤泥等校正原料制成防辐射功能集料，其重金属浸出浓度达到GB5080.3―2007的要求。
3.3其他资源化技术
3.3.1电镀污泥铁氧体化处理法
李磊等[14]采用酸浸―铁氧体化―毒性浸出分析工艺实现了电镀污泥的资源化。经过TCLP毒性鉴别，发现残渣及合成铁氧体都达到无害化。残渣可以用于安全填埋或者作为材料化技术的安全原料；铁氧体则可以作为工业产品被运用于生产实践中。
3.3.2电镀污泥的生物处理法
曾猛等[15]利用嗜酸性氧化硫硫杆菌（A，t）进行生物淋滤，经处理后的电镀污泥适合于农田施用。电镀污泥之所以不能用于农田回用的一个主要原因就是重金属含量过高，而P、S、K等营养元素又极度匮乏。通过这种生物处理法，能够有效的改善这种情况，实现了电镀污泥回用农田的可能。
4分析与展望
电镀污泥的成分和性质十分复杂[16]，如何经济高效地将其资源化一直是研究的重点和难点。在对电镀污泥资源化的过程中应注意避免二次污染的产生。就目前电镀污泥资源化存在的问题分析，其资源化方法与技术在今后主要集中展现在以下几个方面。
（1）复合化：单一的重金属回收技术产生的二次污染对环境污染极大。重金属回收技术应多采用复合方法来减弱对环境的不利影响，进而有效避免二次污染的产生。这也是将来电镀污泥中重金属回收的发展趋势。
（2）无害化：是材料化技术电镀污泥资源化的前提；也是重金属回收技术的目标，只有做好无害化，才能更好的利用电镀污泥。
（3）生物化：生物法在处理环境问题中的优势愈加明显，如何更好地利用微生物处理电镀污泥是将来研究的重点。
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随着城市污水处理治理力度的日渐深入,排放标准对污水处理厂设计和运行的影响越来越重要,排放标准的科学性及可实施性愈来愈成为影响行业发展的重要因素。污水处理排放标准不仅仅包括标准的具体数值,污水处理厂规模大小、取样方法以及评价方法对污水处理排放标准也有至关重要的影响。
目前，我国排水领域在污水处理工程设计方面已渐趋规范化，各设计阶段的深度及工程设计内容基本满足国家有关规定，设计参数的选择也基本符合国家和各部门的相关标准和规范，但仍然有一些问题需予以重视并值得探讨。
2.城市污水排放工程规划原则
(1)应妥善、科学地进行城市污水收集、排放流域的划分。城市排水工程设施规划要结合城市总体规划,从全局出发,统筹安排,使城市排水工程成为城市有机整体的重要组成部分。
(2)全面规划,合理布局,应有利于水环境的保护和水质的改善。应该把城市集中饮用水源地的保护放在首要位置。改善河道水质状况,维持河道的景观观瞻,在规划时应考虑“上下游结合”的原则。
(3)对于缺水城市,应考虑污水及污泥的资源化,考虑处理水的再利用。如补给河道和湖泊,供公园浇花灌草,利用再生的城市污水灌溉农田,或做工厂冷却水或工艺用水等。下水污泥作堆肥或制有机肥,供农作物及花卉、庭院之用。
(4)建立合理、完善的城市排水系统,有计划地兴建城市污水处理厂。要及时、快速、安全地收集和排放暴雨径流量与大量积雪,有效地收集、输送、处理、排放污水,确保城市正常的生产和生活秩序。
(5)充分考虑现状,尽量利用和发挥原有排水设施的作用,使新规划排水系统与原有排水系统合理的有机结合。
(6)与城市道路规划、地下设施规划、竖向规划、环境保护规划、防灾规划等专业规划密切配合,相互协调,处理好与其它地下管线的矛盾,有利于管线综合利用。
3.污水管网设计
城市污水管网担负着城市污水的收集和输送，是连接污水产生源和污水处理厂的重要的、不可缺少的环节，拟研讨的主要因素有以下几个方面：
（1）污水管网规划年限
一般污水主干管或次干管都沿城市主干道或支干道敷设，而且由于大多为重力流，较其它市政管线埋设深度深，因此改建和扩建较为困难。一般应按远期污水量设计，在一些大城市和经济发达城市可按远景污水量设计。此外，根据管线重要性不同，设计年限亦有差异，一般城市主干管设计年限长，一次建成后相当长时间不再扩建，次干管、支管和接户管等设计年限可依次降低。笔者认为污水管网在城市主要道路下铺设时，至少按20年考虑，大城市和经济发达城市宜采用年限更长，而不可与污水处理厂远期建设年限（一般为10年）相同，具体规划年限应与当地规划部门及相关部门研究后确定。
（2）排水体制
一般说，凡在新建市、区或扩建新区建设污水处理工程时，宜采用分流制；在已建成合流制排水系统的旧城区、小城镇等，宜将原合流制直泄式排水系统改造成截流式合流系统；在雨量稀少地区，如我国西北的部分地区或者边远小城镇，由于污水处理规模小，街道狭窄，两侧建筑密集，施工复杂，无条件修建分流制排水系统，也可考虑采用合流制排水系统。
值得注意的是，当截流倍数较大时，旱季和雨季污水量相差较大，污水处理厂的进水水量及水质都随之发生相应波动，造成冲击负荷，因此在污水处理厂工艺流程设计和设计参数选择时应对该水量、水质变化进行必要的分析和校核，保证处理厂出水稳定达标。
4.生物除磷脱氮
随着水体对富营养化的主要影响因素氮、磷指标的严格控制，生物除磷脱氮工艺已广泛应用于污水处理设计中。鉴于生物除磷和脱氮存在一定矛盾，比如脱氮过程中所需的硝化菌世代期长，污泥龄长；而除磷则通过剩余污泥的排除而实现磷的去除，污泥龄短。因此，设计时，如选用短泥龄，则硝化过程不完全，脱氮效果低下；反之，若选用长泥龄，也会导致糖质积累，使非聚磷微生物增长而降低了除磷效果。当前设计中在选择泥龄时多采用兼顾的方法，但除磷脱氮均不能达到最佳效果。当然，随着生物除磷脱氮技术的发展，除原有传统A2/O，A/O工艺外，又陆续开发了UCT倒置A2/O，OCO等实用工程新技术，使除磷脱氮效果有很大提高，最近又有新的研究成果－反硝化除磷，使反硝化脱氮与生物除磷有机的结合，是很好的可持续处理技术。但以工程设计而言，尚有以下几点看法仅供讨论：
（1）防止富营养化的主要因素是氮和磷，但是在这二者之间。磷的去除更为重要，这是因为自然界藻类中蓝藻的部分种类有着固氮能力，不仅能将水中的NH4__N，NO3_N固定其中，而且可吸收空气中氮气，作为自身营养源；也就是说，即使处理水中降低了NO3_N浓度，蓝藻仍可从大气中获得氮源；而磷则不同，一旦将其去除是不可逆反的。为此，为破坏藻类繁殖时所需营养盐的平衡，在除磷脱氮二者之间选择除磷作为重点是合理的。
（2）水中存在的总磷（TP），除正磷酸盐（PO4-P）以外，还有粒状磷和溶解性有机磷，其中粒状磷主要存在于微生物和SS中。当A/O除磷系统处理后出水SS较高时，由于粒状磷随水排出，往往不能达到预期的除磷效果。根据日本高度处理设施手册（草案），若要达到出水TP＜1mg/l，二沉池出水SS浓度则需＜10mg/l。因此，在A/O生物除磷工艺设计时，应根据最终出水SS浓度的要求，选用相适应的合理的设计参数，以保证除磷的效果。
（3）目前采用生物除磷工艺的多数设计中，均能充分考虑相关因素对除磷的影响，如进水BOD5/TP值，绝氧状态（既无O2也无NOX-N）污泥龄等，但有的设计往往忽略污泥处理系统磷的再释放现象，比如，仍采用重力浓缩池，上清液重又回入污水系统中，造成再释放的磷返回原系统而未得到去除。一般说，大型污水处理厂设有初沉池时，初沉池污泥可采用重力浓缩，剩余污泥则采用机械浓缩，中小规模污水处理厂，可一并采用机械浓缩；当大型污水处理厂污泥处理采用厌氧消化时，可将消化池上清液集中单独处理，该处理方法一般多采用化学法（如铁盐，铝盐，石灰法）。
5.结论
1.1供试材料和堆肥方式
1.1.1污泥来源和条垛式堆肥技术于2008、2010年同季采集(均在夏季)，初始城市污泥均来自北京高碑店、卢沟桥及吴家村污水处理厂的混合污泥，并进行条垛式堆肥处理，温度50～60℃，之后浓缩、脱水，大约25～30d后成为腐熟的干污泥．然后风干、碾碎，过筛，把污泥中的较大块物体等进行细化，经过筛选使之粒度达到60～80目，备用测定．以上以A型堆肥污泥表示．
1.1.2污泥来源和高速活性堆肥工艺于2012、2013年同季采集(均在春季)，初始城市污泥均来自北京市昌平区南口污水处理厂的污泥，并采用一种高速活性堆肥工艺进行处理(high-raterecoveryoforganicsolidwtessystem，HiRosSystem)．该工艺采用机械热化学稳定及活化法，处理工艺中的所有反应釜、储槽、传送器等均为密闭系统，在高温高压下，完全杀菌及杀寄生虫性、并可分解有毒有机化合物，有效去除重金属危害，从而将有机固体废弃物转化为无味无臭、高品质的有机肥．之后再进行风干、碾碎及过筛，把污泥中的较大块物体等进行细化，经过筛选使之粒度达到60～80目，备用测定．以上以B型堆肥污泥表示．
1.2测定方法
供试A、B型堆肥污泥的理化性质均采用常规测定方法［19］;pH采用pH酸度计法(HANNA，pH211酸度计);汞(Hg)、砷()含量的测定采用原子荧光光度计测定(AFS3000，北京科创海光仪器有限公司);全磷、全钾及Cu、Zn和Cd等其他金属或元素含量的测定均采用酸溶-等离子发射光谱法测定(等离子发射光谱仪IRISIntrepidⅡXSP，美国Thermo公司)．每个测定项目均设置3个重复，最后算平均值，并以干基表示．以上测定在国家林业局森林生态环境重点实验室进行．
2结果与分析
2.1堆肥污泥的营养含量如表1和表2所示，在A型(条垛式)和B型(高速活性)堆肥污泥中均含有可观的营养含量，且不同类型堆肥污泥和年份间的各项营养指标均表现出较大的差异．A、B型污泥的有机质、全氮、全磷和氮磷钾总养分(N+P2O5+K2O)与往年相较均有所增加，譬如A型污泥的氮磷钾总养分在2010年较2008年增加了15.6%，B型污泥的氮磷钾总养分在2013年较2012年增加了29.7%;而A型污泥的速效氮和全钾与往年相较则表现为减少，譬如A型污泥的速效氮含量在2010年较2008年减少了50.7%，与之相反的是B型污泥的速效氮和全钾则比往年都有所增加．由表1和表2所示，A、B型堆肥污泥不同年份的pH平均值分别为7.1和7.2，有机质的平均值分别为203338.0mg•kg－1和298531.5mg•kg－1，氮磷钾总养分(即N+P2O5+K2O)平均值分别为41111.7mg•kg－1和65901.5mg•kg－1．以上A、B型污泥各项营养指标的平均值与表3比较而言，A型堆肥污泥的有机质含量达到了《城镇污水处理厂污泥处置-农用泥质》(CJ/T309-2009)中A、B级污泥和《城镇污水处理厂污泥处置-土地改良用泥质》(GB/T24600-2009)的标准要求，但未达到《城镇污水处理厂污泥处置-园林绿化用泥质》(GB/T23486-2009)中的有机质标准要求，而A型污泥的pH和氮磷钾总养分以及B型污泥的pH、有机质含量和氮磷钾总养分均符合各城镇污水处理厂污泥处置类型的标准限值要求。
2.2堆肥污泥的营养元素含量和重金属污染由表4和表5所示，A、B型堆肥污泥中不仅含有丰富的营养元素，同时也含有诸多重金属，而且不同年份间的各元素/金属总量均呈现明显的差异．2010年与2008年比较而言，A型污泥中Cu、Zn、Ca、Fe、Mg和Na的总量均表现为增加，而Mn则有所减少;2013年与2012年相较而言，B型污泥中的Cu、Zn、Ca、Na、Al、Cd、Cr、Hg、S的总量均明显增加，而Mn、、B、Pb、Fe、Ni、Mg总量则有所减少．另外，各金属/元素的总量在A、B型污泥中亦呈现较大的差异．譬如，A型污泥不同年份的Zn、Fe总量平均值较B型污泥的分别高出85.9mg•kg－1和1913.0mg•kg－1;而B型污泥不同年份的Mn、Mg总量平均值较A型污泥的分别高出819.3mg•kg－1和8827.1mg•kg－1。从不同污泥处置类型中重金属的控制限值可知(见表6)，我国的《城镇污水处理厂污泥处置-农用泥质》(CJ/T309-2009)中A级污泥的标准限值，在各种污泥处置类型中是最为严格的．由表4和表5所示，A、B型堆肥污泥不同年份的Cu总量平均值分别为188.5mg•kg－1(范围为183.4～193.6mg•kg－1)和188.6mg•kg－1(范围为135.2～241.9mg•kg－1)以及Zn总量平均值分别为896.1mg•kg－1(范围为781.5～1010.7mg•kg－1)和810.2mg•kg－1(范围为755.0～865.4mg•kg－1)，与我国城镇污水处理厂污泥处置类型的标准限值比较得知(见表6)，其不仅符合《城镇污水处理厂污泥处置-土地改良用泥质》(GB/T24600-2009)和《城镇污水处理厂污泥处置-园林绿化用泥质》(GB/T23486-2009)中的Cu、Zn总量的标准限值要求，而且远低于最为严格的《城镇污水处理厂污泥处置-农用泥质》(CJ/T309-2009)中A级污泥的标准限值(即总Cu＜500mg•kg－1和总Zn＜1500mg•kg－1)．A型堆肥污泥中的Cd、Cr、Pb、和B的总量(仅为2010年数值)分别为2.9、82.0、105.1、17.0和42.1mg•kg－1(见表4);如表5所示，B型堆肥污泥不同年份的Cd总量平均值为2.8mg•kg－1(范围为2.6～3.0mg•kg－1)、Cr总量平均值为140.1mg•kg－1(范围为130.1～150.0mg•kg－1)、Pb总量平均值为69.2mg•kg－1(范围为67.9～70.5mg•kg－1)、总量平均值为7.9mg•kg－1(范围为5.4～10.4mg•kg－1)以及B总量平均值为80.2mg•kg－1(范围为78.7～81.6mg•kg－1)．上述A、B型污泥中的重金属含量与表6中的标准限值比较得知，各金属总量均达到了我国各类型污泥处置的标准限值要求(见表6)，其中包括达到最为严格的《城镇污水处理厂污泥处置-农用泥质》(CJ/T309-2009)中A级污泥的标准限值要求(即总Cd＜3mg•kg－1、总Cr＜500mg•kg－1、总Pb＜300mg•kg－1、总＜30mg•kg－1)．但是，B型堆肥污泥的Hg、Ni总量存在超标的情形，且不同年份间存在明显的差异(见表5)．具体而言，B型污泥不同年份的Hg总量平均值为12.8mg•kg－1以及2012年的Hg总量为7.1mg•kg－1，符合《城镇污水处理厂污泥处置-农用泥质》(CJ/T309-2009)中B级污泥的标准限值要求(即总Hg＜15mg•kg－1)，以及《城镇污水处理厂污泥处置-土地改良用泥质》(GB/T24600-2009)和《城镇污水处理厂污泥处置-园林绿化用泥质》(GB/T23486-2009)中的中性和碱性土壤(pH≥6.5)的标准限值要求(即总Hg＜15mg•kg－1)，但其它的标准限值要求则不符合(见表6);Hg总量在2013年为18.4mg•kg－1，对任何污泥处置类型中的限值要求均不符合．另外，B型污泥2013年的Ni总量为120.0mg•kg－1，符合《城镇污水处理厂污泥处置-农用泥质》(CJ/T309-2009)中B级污泥的标准限值要求(即总Ni＜200mg•kg－1)，以及《城镇污水处理厂污泥处置-土地改良用泥质》(GB/T24600-2009)和《城镇污水处理厂污泥处置-园林绿化用泥质》(GB/T23486-2009)中的中性和碱性土壤(pH≥6.5)的标准限值要求(即总Ni＜200mg•kg－1)，但其它的标准限值要求均不符合(见表6);B型污泥不同年份的Ni总量平均值为246.4mg•kg－1和2012年为372.8mg•kg－1(见表5)，均不符合任何污泥处置类型中的限值要求(见表6)．
3讨论
城市污泥通过制肥，不仅可解决农田、园林及绿地急需的有机肥料的来源问题，同时也能寻求城市污泥的合理处置途径，并成为最有效的资源化途径之一．近年来，我国污泥资源化处置技术投产项目显著上升，其中农业对污泥制肥的吸纳量很大，且污泥制肥资源化处置技术的应用已占30%，具有较好的发展前景．已有研究表明，污泥经堆肥处理后，可使污泥中腐殖质含量增加，而腐殖质因含有多种多样的官能团从而吸附重金属，或者改变重金属的化学形态，促使污泥中重金属稳定化，即大多数重金属以稳定残渣态或以残渣态和有机结合态兼具的形式存在，从而降低生物毒性和土壤的污染风险．特别是堆肥污泥相较其它处理方式(譬如厌氧消化和颗粒污泥)而言，堆肥过程更有利于降低Mn、Ni及Zn等的有效性．由此说明，堆肥处理是降低污泥在农田、土地改良及园林绿化中重金属污染风险的重要途径．北京不同城镇污水处理厂堆肥污泥(即A、B型)，不仅含有较为丰富的有机质和植物所需的氮、磷等多种营养元素及微量元素，而且污泥的一些营养成分/元素诸如有机质、全氮、全磷和氮磷钾总养分等含量与往年相比均有所增加．据马学文等［26］对全国范围111个城市共193个污水处理厂污泥营养含量的调查可知，有机质、氮、磷、钾的平均含量分别为41.15%、3.02%、1.57%、0.69%，除了北京地区A、B型堆肥污泥的磷含量平均值与全国平均水平基本相当外，其有机质、氮和钾含量均低于全国平均水平，但A、B型污泥的有机质、氮、磷含量比往年均有所增加则与全国的略增走向是一致的．在B型堆肥污泥中，Cu含量比往年有所增加，而Pb含量则比往年有所减少．这与我国城市污泥中Cu、Pb含量在短期的趋势一致［26］．但是，从长期而言，我国城市污水处理厂污泥中Cu含量则是下降趋势［27］．除Hg、Ni有超标现象外，A、B型污泥的其他重金属含量均低于我国最为严格的《城镇污水处理厂污泥处置-农用泥质》(CJ/T309-2009)中A级污泥的标准限值，这与姚金玲等对我国东北、华北、华东和西北地区116家污水处理厂污泥的研究结果一致．另据张丽丽等［27］对我国城市污泥中重金属分布特征及变化规律的研究结果表明，近10年，污泥中Ni、Cd、Hg含量的超标倍数最高．这与本研究B型堆肥污泥中存在Hg、Ni超标现象相吻合．此外，来自北京不同污水处理厂的A、B型堆肥污泥，其营养和重金属/元素含量存在着明显的差异．即污泥的不同来源可能是主要原因;亦可能受其它因素诸如污水处理规模、处理工艺和运行条件以及污泥堆肥工艺的影响［11］．另有研究表明，污泥成分有时会因工艺过程和分析技术而产生显著的差异．而今后，北京地区A、B型堆肥污泥的资源化应用中，一方面，可能面临着潜在的Hg、Ni环境污染情况，需要优先关注;另一方面，则需要进一步探索污泥堆肥过程中重金属钝化的调控措施，从而最大限度地降低重金属的危害，譬如可利用铁氧化菌对一些重金属进行生物浸矿，可能是污泥制肥的一种可行策略，以及在堆肥过程中加入石灰等物质亦能降低重金属的有效性．另外，除了污泥资源化应用中的重金属污染外，还有一些因素诸如粪大肠菌群菌、多环芳烃(PAHs)等影响着污泥处置类型的选择，而本研究未涉及这些方面，因此还需进一步研究和分析北京堆肥污泥中其他污染物的含量，从而进行合理、有效的污泥处置．
4结论
【关键词】城镇污泥；污泥产生；处理技术
随着我国经济水平长足稳健的提高，城市化率的逐步提高，城市居民生活与工厂企业生产对水的需求量也不断提高。因而，城市所要处理的污水量在用水量提高的同时也有了极大的增量。大量的污水、污泥处理给人生居住生活的水环境造成了比较大的压力。为了改善人们生活的环境并保护人类有限的可用性水资源，大量的污水处理厂在全国各地被建立起来。
根据住建部相关数据可知，到2010年初，全国有将近2000座污水处理站。在建的污水处理站也2000多个，这将大大加强对城市污水、污泥的处理能力。但在处理城市生活、生产污水的过程中，污水处理厂会产生大量的污泥，根据相关算法，全国各污水处理厂在处理城市污水将产生生活污水干泥有1.7万吨之多。浓缩机脱水法是当下污水处理厂在处理污泥是比较通常的做法。经过上述方法，被脱水的污泥含水率在百分之二十多。由于污水处理厂没有将所有的污泥妥善的处理，污泥已经在很大程度上降低了城市污水处理厂的效能，造成污水处理厂处理污水的能力不能达到预期。为保障城市污水处理厂的工作效能与阻止污泥对城市环境造成二次污染，在城市污水的处理过程中，污泥的处理和处置将是相当重要的环节。
1.城市污泥的产生原因和组成成分
1.1污泥产生的原因
在处理城市生活生产污水的过程中，含有较高能量的污染物在进入水中被无水中污泥中的细菌等微生物加以运用并将其变为能量较低的物质。在城市污水处理厂中，对传统的二级污水处理处置工艺有着相当广泛的使用。其中活性污泥法是传统二级污水处理的主要方法，其在处理污水的功效中也得到行业内广泛的认可。但其在处理高能量有机物转化为水和二氧化碳的过程中的作用并不显著，反而污泥污水中大量的细菌等微生物，在富含能量的有机物环境中得到大量的繁殖，造成了新一次水的污染，这给污水的后续处理又增加了一定的难度。同时，在污水处理的过程中会采用生物性污水除磷的工艺流程，造成大量污泥的产生。所以，城市的二级污水处理厂在运行时，沉淀的污泥有一部分要被用在新一次的污水处理过程中，其余大量未被用到的污泥在经过脱水后携带者大量的污染物被外排。
1.2污泥的组成成分
污泥是在污水处理厂在处理城市污水的过程中，形成的含水率比较高的一种絮状的泥粒，其本质上是由细菌等微生物在新陈代谢的过程中产生的代谢物、有机物及有机物上吸附的各种微生物和悬浮在城市污水中的各种物质所聚集而成的聚集体。污水处理厂污水中含有着大量的有机物、金属元素等物质。其中植物的营养物质、水体及有机物等是由可提取循环利用的物质。污水中的有机合成物、致病性微生物、有毒有病性寄生虫卵和有害中金属元素是有害的物质。
1.3环境受到污泥污染主要来源
（1）含有有毒有病性的微生物：污染土壤和生活用水，形成了污染性、有毒有害性的生态食物链。
（2）含有磷、氮等有用物质：由于污泥在处理时没有采取得当的措施，使大量的氮、磷等有用成分流失，在造成资源浪费的同时，也造成了水体的富营养化。
（3）含有重金属元素：在污泥中还有大量的铜、铂、镍、锌、汞等重金属，这些都会对环境造成恶劣的影响。
（4）含有盐分：增加了土壤的电导率，导成植物被盐害。
（5）含有极难被分解的有机物，其是有着长久隐患的潜在污染物。而且，污水处理厂中的污泥是含有大量有机物的物质，其含有大量的有机物、磷、氮、钾肥等，其在制作燃料或者化肥等用途上有可操作性、与实现性。因此污泥通过正确的处理方法处理后可以得到综合利用。
2.在处置处理城市污泥时采用的技术
污泥处理作为城市的污水处理体系中重要的组成部分，其处理与处置应严格遵守全部污水形成过程的控制和在源头进行削减的原则。这样可以达到对有害于有毒物质，在源头上得以控制。依据污泥的特性和最终的污泥处理要求，选择恰当的污泥、污水的处理工艺，在污泥处理的全过程中实施处理。做好污泥的处置是为了达到在经济、环保和安全的前提下，实现污泥的无害化、稳定化、减量化与综合利用的目的，最终实现循环经济与节能减排。
2.1城市污泥处理的现状与所面临的问题
当先，我国城市污泥无害化的处理率比较低，污泥处置的方式比较简单，一般情况下污水处理厂多余的污泥在经过脱水的设备脱水后被直接地填埋在垃圾处理场。但很多情况下污泥以填埋的方式进行处理并不能达到无害化的要求。在没有经过稳定化的污泥，在填埋时大量的污泥并没有达到含水率不多于百分之六十的要求。由于大多数的污泥填埋场是露天的，在有地表流水的情况下，没有经过无害化与稳定的污泥很容易快的变成未处理前的形态，造成了污泥填埋场系统比较严重地堵塞，并对附近的地下水有着严重地污染。当垃圾和污泥混合在一起填埋时，会大大缩短垃圾场的使用寿命，并给在污泥填埋场地周边工作和生活的人们带来严重的危害，造成对环境比较大污染的隐患。
2.2城市污泥的处理处置的技术路线
城市污泥的处置指的是污泥在处理以后的消纳的过程，处置污泥的方式有卫生填埋、土地利用与建筑材料的综合利用等等。在处理污泥的过程中，应结合所处理污泥的特性、环境的条件、地理位置和社会经济文化发展的水平等各种因素，确定因地制宜的污泥处理的措施与方式。
3.结语
我国城市处理城市生活生产废水的污水处理厂对污泥的处理与处置采用无害化与资源化相结合，这将是城市污泥处理的唯一的出路。处理城市污泥的方法技术多种多样，在采取哪种方式进行污泥处理时，要综合考虑。在污泥处理时，要严格遵循资源化、减量化、稳定化与无害化等原则，在兼顾社会、环境效益的同时，要提高城市污泥处理的经济效益。通过立法监督等方式，减少污水污泥的携带量，同时要开发出更加切实有效处理污泥的方法，以达到减少污泥的处理量、提高污泥的处理效率的目标。
【参考文献】
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关键词：水厂，污泥处置，综合利用
1.污泥处置方法
1.1脱水泥饼的陆上埋弃
脱水泥饼的处置是污泥处理的关键问题，其中之一就是陆上埋弃。泥饼的陆上埋弃应遵循有关的法律法规。目前，大部分是利用附近较充裕的空地、荒漠、土坑、洼地、峡谷或是废弃的矿井等来埋置泥饼。如果水厂附近没有适宜的泥饼埋置地或不允许在附近埋弃，就需要考虑将泥饼运到适宜的地方埋弃。泥饼陆上埋弃时，应注意考虑以下一些因素:
(l)有充沛的埋弃场地。
(2)泥饼从水厂送到埋弃地，应有安全可靠的运输方案。
(3)对泥饼的承载能力进行测定。如泥饼的承载能力不佳，还需对其进行各种处理，以提高其承载能力。
(4)泥饼作陆上埋弃后，会产生压密沉降，因此泥饼的埋弃深度以3m左右为佳。
(5)泥饼埋弃后，对其含水率，承载能力要作定期试验，并详细记录。
(6)泥饼埋弃场地最好属水厂所有，以免出现种种麻烦。如委托其它单位
完成泥饼埋弃工作，则在埋弃之前须签定合同，保证泥饼能正常埋弃。
1.2泥饼的卫生填埋
所谓泥饼的卫生填埋，就是将水厂内的脱水泥饼同城市垃圾处理场中的生活垃圾一起填埋，用作垃圾处理场的覆土。泥饼卫生填埋也是水厂污泥处置的一个被广泛采用的方法。垃圾填埋场对覆土的上质要求，一是要达到卫生填埋的要求，二是要兼顾填埋垃圾的土地的最终利用，恢复土地的利用价值。水厂脱水泥饼土质一般能够满足垃圾填埋场的覆土要求。
2.水厂污泥处理的综合利用
水厂污泥处理的目的是为了减少对自然水体的污染，保护环境。污泥处理费用昂贵，会大大增加水厂的投资和制水成本。因而，如何在污泥处理过程中综合利用污泥处理中的各种副产物，回收部分污泥，是一个极有益的课题。
2.1再生铝盐
约有70%的水厂使用硫酸铝作为混凝剂来去除原水中的浊度，硫酸铝的消耗量依据水源水质的不同，从30mg/L到60mg/L，甚至更高，因而混凝剂费用在制水成本中占很大的比重。免费论文。沉淀池的底泥中一般都含有较多的氢氧化铝沉淀物，尤其是低浊度原水的污泥中氢氧化铝的比重更高，氢氧化铝的存在往往给污泥脱水带来困难。从污泥中回收铝盐，可以使污泥更容易浓缩和脱水，同时可以大大减少污泥的总固体量，降低后续污泥脱水设备的规模，减少投资。回收的铝盐可以用作给水处理的混凝剂，从而可以抵消部分污泥处理运转费用。
从沉淀污泥中回收硫酸铝，国外自60年代就己进行了很多试验研究。免费论文。早期的较为成熟的铝盐回收工艺首先从沉淀池排出的污泥首先应经过适当的浓缩，回收硫酸铝较为理想的污泥浓度应该在20%以下，然后向浓缩污泥中加入硫酸，氢氧化铝同硫酸反应生成硫酸铝，而再次溶于水中，最后加酸反应后的泥水进行固液分离。
1972年美国纽约州进行了一次中试规模的回收硫酸铝试验，通过试验他们得出了以下结论:采用回收铝盐作混凝剂，能够达到同商业硫酸铝相似的净水效果;使用回收铝盐的滤后水浊度约升高0.1JTU;滤后水中的铝含量稍有升高;回收的铝盐可以作为净水混凝剂使用。由于混凝剂的循环使用而形成一个封闭的循环系统，在加酸溶解氢氧化铝的时候，污泥中的其它杂质，如金属沉淀物铁、锰、铬等，各种有机物质，也可能重新溶入水中，而这些从原水中或硫酸中进入该系统的杂质，经过多次的循环，可能得到富集和浓缩，从而影响到出厂水的水质。出于这样的担心，在1972年前采用这种铝回收工艺的多家水厂在1972后都放弃了这种工艺。为了克服用酸直接再生铝盐的缺点，美国于70年代初进行了一种离子交换萃取法从沉淀污泥中回收铝盐的研究。经过试验得到如下一些结论:
(l)用离子交换萃取法可回收沉淀污泥中卯%以上的铝盐，且再生硫酸铝的浓度很高。
(2)用离子交换萃取法获得的硫酸铝，在质量上同新鲜硫酸铝相仿。
(3)由于萃取剂的选择性强，所以再生而得的硫酸铝纯度很高，污泥中的其它重金属不再混合在再生液中。
但是，离子交换萃取法还需解决一些问题，如:价廉，毒性小的萃取剂的选择;萃取过程太复杂，从而使污泥处理的系统变得也很复杂。由于离子交换萃取法回收的硫酸铝的纯度和浓度较高，铝的回收率也较高，如果通过进一步研究能够降低其成本，简化工艺流程，它将会有很大的发展前途。
2.2再生铁盐
在给水处理中，铁盐也常被用作混凝剂。铁盆经使用后，基本上变成沉淀物，混合在沉淀污泥中。如何对水厂的沉淀污泥进行适当处理，回收其中的铁盐，是给水工程中长期没有解决的一大研究课题。铁盐的回收和铝盐的回收一样，对水厂污泥处理具有相似的优越性。有资料报道，以类似于铝盐的再生办法，用酸来再生铁盐。在用铁盐作混凝剂的沉淀污泥中加入一定量的酸，使污泥的pH值降低，此时污泥中的氢氧化铁会溶于水中。当pH值控制适宜时，溶液中会有一定量的再生铁盐。用酸来再生铁盐，再生率最高可达60%-70%。免费论文。但是要达到这个再生率，需向沉淀污泥中加入大量的酸，使沉淀污泥的pH值降到1.5-2.0,该法的缺点是酸的用量大，因而回收铁盐的成本很高;酸处理后较低pH值的剩余污泥的化学调节费用也高。此法的应用还
存在一些问题，如再生液中存在剩余还原剂(Na2S)，如何用简单的方法将其取出再使用，如何进一步降低处理成本等。
3.总结
脱水污泥也是一种资源，但目前大都还是花钱请环保部门统一处置，这里有一个行业合作和市场开拓的问题。将给水脱水泥饼作填地埋弃处置是一种消极方法，而通过对泥饼进行加工制作成有用的物品则是积极的，值得推广的变废为宝的资源化工程。但是，目前污泥的资源化利用还存在着制造过程复杂，成本较高，难以实现市场化以及由于污泥的性质不断变动，造成产品质量不够稳定的问题。但是从环保长远的观点来看，会有广阔的前景。因此，如何将污泥资源化利用过程简单化、实用化、商品化，是一个函待解决的课题。
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关键词：污泥；处理；处置；污泥焚烧
1主要问题分析
2005年全国661座设市城市共有污水集中处理厂792座，设计能力5725万立方米/日。由此每年排放的干污泥量大约为140万吨，而且还以每年大于10%的速率增加。根据相关的调查分析，目前我国污泥处理处置主要方法中，污泥农用约占44.8%、陆地填埋约占31%、其它处置约10.5%、没有处置约13.7%。而没有得到任何处置的污泥给环境带来的污染危害是巨大的，这部分污泥处于一种无序的、混乱状态，大量污泥随意堆放、填埋，造成地表水和地下水污染；尤其是污泥中的病原菌、重金属和有毒有害有机物对人类健康和生存环境存在潜在的威胁。
1.1污泥农用比例过大，存在风险
我国污泥土地利用起步较早，根据资料显示，目前我国的污泥农用比例约44.8％，是主要的处理方式之一，污泥农用项目存在隐患和风险。而目前，我国关于污泥农用风险的研究体系尚不健全，对于污泥处置的风险研究主要涉及污泥土地施用对植物的影响、重金属从土壤到植物的迁移和重金属、氮、磷在土壤中的迁移，可用数据不充分，这些数据通常是基于短期(1-3年)的实验获得，而长期(10年以上)的田间实验数据较为缺乏。
1.2污泥填埋环境问题比较多
目前城市污水厂污泥填埋问题最突出。一是消耗大量土地资源，不少城市很难找到新的填埋场；二是产生大量渗沥液，由于含水率较高，污泥加剧了垃圾填埋场渗沥液的污染，大部分和垃圾混合填埋的垃圾场存在拒收污泥的现象；三是对填埋气进行资源化利用的填埋场较少，填埋气体污染大气，并存在安全隐患。
1.3污泥综合利用良莠不齐
污泥建材利用是污泥资源化方式的一种，其内容包含了利用污泥及其焚烧产物制造砖块、水泥、陶粒、玻璃、生化纤维板等。目前，污泥的建材利用已经被看作是一种可持续发展的污泥处置方式，并在日本以及欧美国家逐渐发展起来。相比较而言，我国在污泥建材利用发展方面有些落后，虽然在污泥制砖方面的研究确实不少，但缺乏实际的工程应用。
2思路的调整
2.1对污泥特性的再认识
污泥是污水处理的副产物，污泥一词并不是一个严格的科学定义，简单来说污泥是由可沉淀的固体颗粒物组成的，也只有沉淀下来的固体才形成污泥。
我国是一个发展中国家，城市居民食品结构与发达国家不同，因此造成城市污水厂污泥的有机物含量较低。城市污水厂污泥的这些特性，使我们面临的问题比发达国家更加棘手。一是污泥填埋产生的渗沥液量大，污染物浓度高；二是污泥脂肪和蛋白质含量低，污泥厌氧消化时，分解单位质量有机物的沼气产量低；三是污泥有机物含量低。
2.2对技术路线的反思
多年来，我们的技术研究和资金投入着重在两方面，一是在引进国外技术和设备的基础上，进行必要改造和国产化，使之适用于中国污泥处理处置；二是强化末端污染的治理，使之达到环境标准的要求。在这样思想下我们出现两种不同的技术方向，并且直接影响到了后续的污泥处置工作成效：
一、是以污泥消化为主导的技术方向;
二、以资源化为主导的技术方向。
从以上我国的污泥处理处置技术路线来看，我国借鉴国外经验和加强污染治理是一种尝试和摸索，原则上正确的。但是一味引进不消化吸收，不结合实际，一味强调污染的末端治理已经不符合当前国家的要求和实际的情况。我们当前的技术路线值得我们反思。
2.3关于资源化利用
污泥的资源性不可否认。因为谈到污泥的资源化，人们往往认为仅仅是肥料的应用，资源化首先是能源化利用、其次是有机质资源，其中也包括氮磷等营养元素的肥料利用。肥料利用现在的问题才比较多，尤其在当前的体制下造成了分配和管理的不平衡，尤其是污泥土地利用，涉及到农业、园林、市政、卫生等多个部门资源分配、利益分配和管理权限分配，使得本来复杂的问题更加复杂，实施后问题也比较多。
3污泥焚烧的思路
比较于污泥的其它处置方法，污泥焚烧可以迅速和较大程度地使污泥达到减量化，是一种一劳永逸的方法，而其它的如污泥土地利用、污泥填埋、污泥建材利用等后续问题比较多，往往在监管和污染控制方面存在漏洞，问题更突出。
而且随着技术的提高，污泥预处理工艺和和焚烧手段也在逐步提高，污泥可以到达热能的自持，并能满足越来越严格的环境要求和充分地处理不适宜于资源化利用的污泥。由于其在恶劣的天气条件下不需存储设备，对于经常降雨量较大的南方城市比较适合，对于经济比较发达，土地资源比较紧张的大城市，使用焚烧法处置应该是经济有效的。
污泥焚烧主要有两种方式：一种是单独焚烧，一种是混合焚烧。单一污泥焚烧时，采用最多的是流化床焚烧炉。混合焚烧可以是与垃圾混合焚烧，利用水泥窑掺烧以及热电厂掺煤混烧等。
4污泥焚烧需解决的问题
污泥焚烧应该控制的污染主要是大气污染。焚烧所产生的废气中含有被人关注的二恶英污染问题，含有悬浮的未燃烧或部分燃烧的废物、灰分等少量颗粒物。未完全燃烧产物有CO、H2、醛、酮和稠环碳氢化合物，还有氮氧化物、硫氢化物等。
废物燃烧时不可避免会产生烟尘，包括黑烟和飞灰两部分。由于废物中含有金属，因此它们在燃烧过程中常以金属化合物或金属盐的形式被部分混到烟气中排放，造成污染；或沉积在管道、室壁的表面，加速了设备的腐蚀，影响传热。防止烟尘的方法有:
①加大氧浓度，使其燃烧完全，常采用通入二次空气的办法；
②提高炉温，利用辅助燃烧；
③采用恰当的炉膛尺寸和形状，使焚烧条件合适；
④对烟气进行洗涤、除尘等处理。
二恶英的控制可以采取以下措施:
①改善燃烧条件，有效控制炉温；
②在烟气净化系统中，设置活性碳喷入装置，喷入活性炭以吸附二噁英，并在袋式除尘器中截留去除。
③在袋式除尘器，采用聚四氟乙烯覆膜优质滤袋，将粉尘与二噁英一同截留去除。
污泥焚烧解决好以上问题后，将是一种一劳永逸的好办法，对我国有效控制污泥污染将起到积极的作用。
5建议
对于我国的污泥问题，不是一天两天或者任何一种技术就可以解决的，污泥问题的解决更多的是人们观念的转变。在污泥处置问题上，建议做到以下几个方面：
①污泥处置以无害化为主，以资源化为辅应该是我们今后的方向。采用污泥焚烧无害化的方式处置污泥尤其是采用混合焚烧应该是我们提倡的思路。
②积极利用目前现有的大规模的焚烧窑炉（如热电厂焚烧系统）和水泥厂焚烧窑炉进行，利用废弃的水泥焚烧窑炉焚烧污泥，既利用原有资料，又解决了污泥问题。
③将污泥与垃圾、水泥以及热电厂掺混焚烧应充分考虑余热的回收利用。
关键词：污泥处置；水泥处置；园林处置；热干化
Abstract:ThecityzoneofChongqingcitysewageplantsludgedischargeoutletproblemisoneofthemostseriousenvironmentalproblemsinChongqingcity.Basedontheanalysisofthesludgedisposalpresentsituationandexistingproblems,thispaperputsforwardthreewaysandthespecificimplementationprogramsthatappliedtotheChongqingmunicipalsludgedisposal.
Keywords:sludgedisposal;cementdisposal;gardendisposition;heatdrying
目前重庆主城区城市污水处理率已达到93%，但随着城市污水厂建设进程的加快，城市污水厂污泥的排放出路问题日渐突出，成为重庆市面临的主要环境问题之一，也是创模达标的主要瓶颈问题之一,迫切需要提出切合主城区实际的污泥处理处置实施方案。
1．重庆主城区污泥处置现状
2010年重庆市建成污水处理厂17座，设计总规模140.2万吨/日，平均污水日处理量123.5万吨/日，污水厂污泥产生量579.30吨/日。
主城区采取的处置方式主要是：水泥窑协同处置污泥100吨/日，占污泥总量的17.26%；污泥制园林营养土20吨/日，占3.45%;填埋100吨/日，占17.26%;热干化80吨/日，占13.81%;外运279.3吨/日,占48.22%。主城区污泥无害化处理率很低。
2．重庆主城区污泥处置存在主要问题分析
污泥中含有大量病原菌、寄生虫卵及病毒，可能造成传染病的传播，需要经过处理杀灭病原菌、寄生虫卵及病毒，提高污泥的卫生指标。当前国内污泥无害化处置工艺包括干化焚烧、污泥预干化、堆肥利用、晾晒、卫生填埋、水体消纳等技术[1]。受经济和技术等因素制约，重庆主城区污水厂污泥大多采用处理成本和效率较低的浓缩脱水的工艺技术，多数污泥经简单的机械脱水便实施外运处置。由于缺乏污泥综合利用的相关技术，主城区内的污泥处置尚以与生活垃圾混合填埋为主[2]。目前主城区污泥处理处置设施建设滞后，远不能满足污泥无害化处置的需要，仍有近260吨/日污泥外运。
3．主城区污泥处理处置方式和处置点的选择
3.1处置方式
主城区污泥处理处置方式选择原则：一是必须满足污泥处理处置“减量化、稳定化、无害化、资源化”的四化要求，技术多元化；二是因地制宜，充分利用主城区现有设施协同处置污泥；三是按照节能减排和生态循环的理念，采用低碳生态的污泥处置方式；四是污泥处理处置费用相对较低。
《重庆市城市污水处理厂污泥处理处置专项规划》明确了“主城区大型城市污水处理厂污泥的处理应以集约化为主，处置应以园林绿地和建材化等资源化利用方式为主，卫生填埋等处置方式为辅”的原则。
3.1.1水泥窑协同处置湿污泥方式（以下简称水泥处置）
重庆市城市化扩张速度加快，已经形成了规模化的水泥产业。2007年以来，拉法基水泥公司采用新型干法旋窑水泥生产工艺在南山水泥厂处置污泥，从试验至今运行三年多，日处置量最大达到120吨，同时达到环保要求。重庆长寿润江环保建材公司于2009年10月利用水泥窑协共处置污泥项目取得成功。水泥窑共处置污泥是值得推荐的污泥最终消纳途径之一。
3.1.2污泥制园林营养土的处置方式（以下简称园林处置）
有关研究表明，污泥经堆肥化处理能提高肥效，降低毒性和臭味，使污泥成为无害无臭产品，可以安全使用。考虑到污泥在园林植物中使用后不进入食物链等优点，污泥的利用也被扩展到园林绿化[3]。
主城区自2005年开始研究污泥制营养土以来，经历了研究、中试和生产性试验等阶段，目前处置规模为20吨/日。由于园林土市场需求很大，经济效益较好，平均处置成本相对较低，加之“森林重庆”的建设，使重庆市园林绿化产业进入高速发展时期，导致园林栽培营养土的需求量激增。因此，城市污水厂污泥通过高温好氧发酵，制成的园林用营养土是适合主城区污泥处理处置的有效途径之一。
3.1.3污泥热干化后综合利用方式
热干化是利用热能将污泥中水分快速蒸发的一种处理工艺。
采用污泥热干化工艺作为污泥中间处理手段，可以最大限度地降低污泥含水率、减少污泥体积，从而可避免运输过程中对环境产生的二次污染，减少污泥运输成本、简化后续处置工序，为污泥的最终消纳创造更加有利的条件。干污泥进行制水泥、陶粒和森林、园林等综合利用。
唐家沱污泥干化工艺方案采用两段式组合干燥工艺，综合考虑无害化、减量化及最终处置方式的要求，确定最终干化污泥颗粒的含固率为90％。污泥干化车间按污水处理总规模40万m3/d设计，分两阶段实施。一阶段配置3条生产线，满足目前需要。干化能力为：脱水污泥量180t/d(含水率75％)，蒸发水量为5919kg/h。污泥经过消化和干化处理后能达到卫生填埋的要求，消除了污泥直接填埋给填埋场的安全和运行管理带来的隐患[4]。
3.2处置点选择
按照污泥处置企业自愿选择、就近处置、合理调配、减少运输污染等原则，优化选择污泥处置点。根据主城区拟参与污泥处置的水泥企业和园林单位的意愿，拟在主城区范围内实施（新建）污泥处置点5个，包括拉法基瑞安水泥公司地维水泥厂和特水水泥厂，重庆市富皇水泥有限公司水泥厂、重庆小南海水泥厂和重庆市富丰水泥集团富华水泥有限公司水泥厂等，以及重庆市园林科研所白市驿园林处置点(示范工程)1个。
4．主城区污泥处理处置能力需求预测
4.1污泥产生量预测
根据《重庆市城市污水处理厂污泥处理处置专项规划》、《重庆市“十二五”排水专项规划》，预测2012年和2015年主城区城市污水处理厂污泥产生量为：
2012年：主城区建成污水处理厂达到24座，设计总规模198.2万吨/日，预计平均污水日处理量141.90万吨/日，污水厂污泥产量701.83吨/日,。
2015年：主城区建成污水处理厂达到33座，设计总规模255.7万吨/日，预计平均污水日处理量204万吨/日，污水厂污泥产量1162.8吨/日。
4.2污泥处置能力需求预测
关键词：污泥处理污泥处理技术污泥处理设备
中图分类号：X505文献标识码：A文章编号：1672-3791（2015）03（a）-0093-02
1污泥处理的紧迫性
随着人们生活水平的不断提高。生活所产生的污水也在不断的增加。青浦污水处理厂建厂后，经过二期，三期的扩建，日处理污水量规模从刚开始的7500吨/d上升到3.5万吨/d。而随之产生的污泥量也在不断的上升。污水处理厂所产生的污泥中的含水率高，还含有大量病菌、病原体、寄生虫卵以及汞等重金属和一些难以降解的有毒有害以及致癌物质。此外，这些污泥容易腐烂，有浓烈臭味，运输也较为不便。如果只对污泥进行简单的掩埋甚至弃置，而不经过妥善处理，将对地下水，土壤等造成二次污染，危害人类身体健康。由此，如何妥善处理污泥成了急需解决的问题[1]。
2污泥的分类
（1）初次沉淀污泥：由初沉池沉淀产生的污泥。
（2）剩余活性污泥及腐殖污泥：经过活性污泥法或者生物膜法后，由二沉池产生的污泥。前者称为剩余活性污泥，后者为腐殖污泥。
（3）消化污泥：初沉池和二沉池中的污泥经过厌氧或好氧消化稳定处理后的污泥。
（4）化学污泥：经过化学处理污水后所产生的污泥。
（5）有机污泥：富含有机物的污泥。
（6）无机污泥：主要成分为无机物的污泥，即泥渣。
3常见的污泥处理方法
3.1污泥的集中填埋
这种处理方法由于只需将污泥进行填埋，所以不需要对污泥进行高度脱水，比较简单、易行、而且成本低。但是填埋需要占用大量宝贵的土壤，并且极有可能对地下水及土壤造成二次污染。由于不需要进行脱水，填埋中极易产生渗滤液，如果处理不当，将对地下水环境及周边的土壤造成严重污染。另外填埋场还极易产生甲烷气体，不采取适当措施会引起燃烧和爆炸。污泥的集中填埋比较适合污水处理厂产生的剩余回流污泥的处理[2]。
3.2污泥的农用
污泥的农用是指利用污泥来对需要复垦的土地（如垃圾填埋场，森林采伐场，矿场用地和一些地表严重破坏的地区土地）进行修复与重建。此处置方法投资少、能耗低、运行费用低、有机部分可转化成土壤改良剂等优点，是一种极有发展潜力的处置方法。用科学的方法对土地进行合理的利用，从而减少污泥对人类生活的潜在威胁，也减少了污泥带来的负面效应，既使污泥得到了良好的处置又不破坏生态环境。但对污泥中的重金属、病原菌及有害物质有一定的要求。
3.3污泥的焚烧
污泥的焚烧只能用于干化后的污泥。对于污泥而言，焚烧是最彻底的污泥处理方法。焚烧可以将污泥中的病菌、病原体杀灭，将有毒、有害物质氧化分解。将有机物碳化，还可以最大限度的减少污泥的体积。污泥焚烧后的产物，还可以制成砖，水泥等建筑材料。但是由于对污泥进行焚烧十分困难，处理设施投资大，处理费用高。另外在焚烧过程中所产生的一些有害气体也会造成空气污染。
3.4污泥机械脱水
污泥机械脱水是将浓缩后的污泥，在静、动态混合器中与一定浓度的絮凝剂充分混合后，使污泥中的微小固定颗粒凝聚成体积较大的絮状团块。絮状团块经由压滤机压滤后，达到泥、水分离，最终被挤压成滤饼排出[3]。滤饼体积通常可以减少到原来污泥体积的1/4左右，更便于运输利用。污泥机械脱水后，滤饼除了含水率与相关的物理特性有变化，其化学、生物等方面性质并不发生变化。而污泥干燥也能使污泥体积减少到原来体积的1/5～1/4，但是污泥干燥是将污泥加热焚烧，不仅仅是脱水，还具有热处理效应，因此能去除污泥中病菌、病原体及有害物质。可见，污泥干燥处理不仅改变了污泥的物理特性，还改变了污泥的化学、生物特性。
4污泥处理的其他技术
4.1堆肥
堆肥是指在污泥中的微生物进行发酵的过程中，在其中加入一定比例的膨松剂和调理剂（如玉米杆、稻草、木屑、砻糠、麸皮等），在潮湿环境下利用微生物群落对多种有机物进行氧化分解并转化为富含植物营养物的类腐殖质，即肥料。对含水量低的污泥采用好氧发酵制肥，一方面，将污泥中的有机物转化为有用的肥料，另一方面，反应的最终代谢物是二氧化碳、水和热量，热量可以降低物料的含水率，有效地去除病菌、病原体、寄生虫卵。
4.2污泥的稳定化
污泥的稳定化一般指厌氧消化，厌氧消化是在无氧条件下依靠厌氧菌作用，使污泥中有机物分解的厌氧生化反应，是一个极其复杂的过程。厌氧分解过程中产生大量气体，主要成分为甲烷和二氧化碳以及少量的硫化氢等。
4.3微生物处理技术
微生物处理技术是指用制造的适合的微生物菌剂来消化污泥。利用微生物处理污泥的技术前景广阔，现有的微生物处理技术，如封闭式微生物好氧发酵，则制造出了适合处理污泥的微生物菌剂。利用这些菌剂，能有效地将污泥转化为有机肥或附加值更高的生物农药，充分利用了污泥的特性。利用微生物好氧发酵，还能消除污泥的恶臭，有效控制污泥的二次污染。
4.4生物处理技术
生物处理技术是指利用一些生物的习性，来达到处理污泥中的易腐有机垃圾，常见的生物处理技术是利用蚯蚓来处理。由于蚯蚓喜捕食含有氮素类、碳素类物质以及无机物和纤维性的物质，所以基本可以把全部的物质活用为饲料。而这项技术比较简单，操作比较方便，费用相对低廉，又无污染排放，还能获得优质有机肥料和高级蛋白原料。但是如何将这些物质直接加以利用，从技术上来说还不够成熟，但从整体投资效益来说，生物处理技术比设置填埋场或焚化发电厂划算，又可避免支付长期的运行费用、维修费用等；而建造填埋场需要3～5倍的投资，建造焚化厂更要十倍的花费。
5污泥处理方面的建议
一方面，各地区应根据本地区的实际情况，在兼顾生态环境和经济效益平衡的前提下，客观地、全面地论证各种方案实施的可行性，不能照抄照搬其他地区的处理方法。比如，在中、小城镇，可采取填埋、直接利用、焚烧及机械脱水后制肥等方法，因地制宜，充分利用本地区的资源。而在大、中城市，可对污泥进行二次加工，进行污泥脱水、浓缩、制肥、污泥干燥、制砖等，还可建立污泥消纳池和无害化处理场。而一些郊县污水处理厂，由于污水进水基本以生活污水为主，如离周围农田较近，产生的污泥量又小，则可以对污泥做适当的无害化处理后用于农田。
另一方面，加强公众的环境保护意识，让公众参与进来，从源头上控制，减少城市污泥的形成量。积极引导公众认识发展循环经济模式的作用，努力引导他们树立正确的消费观，鼓励公众使用绿色产品，减少一次性产品的使用，逐步形成良好的保护环境的生活方式。各地政府应重点推广污泥无害化、资源化、生态化目标的试点项目，努力实现各种生活垃圾家庭分类，从源头上对各种垃圾进行控制。各地政府应加强环境监督力度，节约、合理、充分利用资源，提高资源的利用价值，减少废水和废渣的排放。各地政府应制定优惠政策、大力发展环保事业，在加强环境监管措施的同时，应积极采取有效优惠政策，鼓励和扶持企业发展污泥处理产业，使城市污泥处理公益事业向有盈利的处理产业化方向发展。
6结语
污水厂所产生的城市污泥虽然是城市污染物，给环境和人体健康带来很大危害。不过随着环保力度的加强、公众环境保护意识的加强及人们对已有污泥处理技术不足之处的进一步认识，世界各国都在致力于发展新技术，争取找到更经济、更合理的污泥处理方案。相信不久的将来污泥不再是问题，而是可利用的资源，随着资源的循环利用，人们生活的环境将更加和谐美好。
参考文献
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[2]杨军，郭广慧，陈同斌，等.中国城市污泥的重金属含量及其变化趋势[J].中国给水排水，2009（13）.
关键词：城市污水生物除磷总磷
1出水悬浮固体对生物除磷的影响
生物除磷系统主要是通过创造对聚磷菌(paos)生长的有利条件使其在活性污泥的菌群中占优势，将活性污泥中的含磷量从1.5%～2.0%(常规活性污泥法，p/vss)增加至5%～7%，甚至高达10%以上[1]。
提高除磷效率的主要途径是首先将污水中的磷通过转化和网捕为颗粒性磷，从而最大程度地降低出水中的溶解性磷含量，同时采用适当的分离方法将颗粒性磷通过排泥加以去除。图1表明出水ss对总磷浓度的影响很大，如当p/vss为6%、出水ss为20mg/l时出水颗粒性磷浓度已接近1.0mg/l[1]。
国内外经验表明，如采用沉淀分离方式，当生物除磷系统效率较高、出水溶解性磷量很低、终沉池出水ss也较低时，出水总磷含量可满足1mg/l(二级标准)的要求。由于沉淀出水ss很难达到5mg/l以下，即使生物除磷系统效率很高，处理出水中的总磷浓度也不太可能在0.5mg/l以下(一级标准)，为达到这一严格标准，还必须采用过滤或投加化学药剂等措施。2进水bod5/tp值对生物除磷的影响
污水中有机物的可甥物降解性能对生物除磷过程的影响至为重要。影响生物除磷的最基本因素是生物处理厌氧段进水中vfas(包括厌氧段中其他可快速降解基质的发酵产物)与总磷的比值，最好采用vfa/tp值来判断污水除磷的可能性，但由于工艺反应过程的复杂性而无法测定厌氧区发酵产物的产生速率，因而一般采用进水的bod5/tp值作为近似比值。试验研究表明，进水bod5/tp值＜20的生物除磷系统出水tp难以达到1～2mg/l，美国采用生物除磷工艺的9个污水厂和2个中试厂的运行数据也显示了出水tp随进水的bod5/tp值而变化，当进水bod5/tp≥20时，出水tp可达到1mg/l[2]。
上述生物除磷的最低有机物需要量的概念可用以区别污水系受碳的限制还是受磷的限制。污水受碳限制是指因污水除磷的碳源不足而使出水磷含量不能达标；污水受磷限制是指因除磷的碳源充足而使处理出水中的溶解性磷含量往往较低，故为获得好的出水水质，采用污水受磷限制是可行的，但剩余的基质足以导致产生相当数量的非聚磷菌，这样mlvss中的含磷量将下降。因此认为由厌氧段进水的bod5/tp值可预测系统的mlvss含磷量和出水磷浓度。
为测试方便，通常采用bod5与磷去除量的比值(bod5/δp)来表达系统的除磷能力：
bod5/δp=进水bod5/(进水tp-出水sp)
(1)
各种不同生物除磷工艺的典型bod5/δp、cod/δp值见表1。表1不同生物除磷工艺的bod5/δp与cod/δp值生物除磷
工艺类型除磷效率bod5/δp值(mgbod5/mgp)cod/δp值(mgcod/mgp)无硝化a/o、vip、uct高15～2026～34有硝化的a/o和a2o中等20～2534～43bardenpho工艺低＞25＞43
将进水bod5/tp值与表1中各工艺相应的bod5/tp基准比值进行比较即可确定采用生物除磷的可能性以及可采用的工艺[1]。
欧洲和美国等地某些生物除磷系统的生产运行表明，由于污水处理厂进水中的可快速降解有机物含量不足而使除磷效果不理想，要始终保持出水tp＜1mg/l是比较困难的，往往还需要投加一些化学药剂[3]。
笔者认为，产生以上情况的主要原因在于原污水的发酵程度不同。污水中的可快速降解有机物的含量(特别是vfas)对生物除磷系统的处理效果的影响极为明显。厌氧段污水中的vfas来源于进水及兼氧菌在厌氧段内对其他可快速降解基质进行发酵的产物。当系统为污水发酵提供了良好条件(如管道内温度适宜、污水流速低、曝气程度小)时则可保证足够的可快速降解基质浓度，从而能够取得有效的生物除磷效果。但是对那些不具备上述条件的相对新鲜的污水则除磷效果差[4]。因此虽然有的水样bod5/tp值相同，但由于可快速降解基质和vfas的含量不同会产生不同的除磷效果，这就是有些地区的生物除磷工艺在进水bod5/tp值合适、终沉池效率可靠的情况下而出水tp却难以达到1mg/l的重要原因之一。3泥龄的选择
关于生物除磷的泥龄长短对处理效果的影响，各国学者对此意见不一。泥龄长短主要取决于处理系统的脱氮要求(主要是否需要进行硝化)，如果系统有硝化要求则系统的好氧泥龄的确定受硝化控制。但硝化菌所需的最短好氧泥龄大于聚磷菌所需的最短好氧泥龄。若硝化并非系统的处理目标则应缩短泥龄足以防止硝化作用的发生，使回流污泥中无硝酸盐氮，以确保a/o系统的除磷效果。泥龄与bod5/tp值之间存在密切关系，泥龄太短则聚磷菌难以生长繁殖，泥龄太长则除磷效果下降。fakase等人在城市污水处理a/o系统试验中发现，当泥龄从4.3d增加到8d时，bod5/tp值从19增至26，而活性污泥含磷量则从5.4%降至3.7%。
生物除磷系统所需bod5/tp值为泥龄的函数，泥龄较长而混合液含磷量较低时则除磷所需的bod5较高，例如活性污泥混合液含磷量为4.5%、泥龄为25d时，去除1mg磷所需bod5为33mg，而当泥龄为8d时所需bod5/tp值则下降至25。另根据试验结果，当a/o系统泥龄在2.2～3.6d时除磷效果很好，但一旦泥龄超过3.6d后则因发生硝化作用而使除磷效果急剧下降[3]。可见以除磷为目标的a/o工艺不宜采用长泥龄，其原因为：
①长泥龄导致生物除磷系统产泥量减少，则通过排泥而去除的磷量也减少；
②长好氧泥龄导致有机物的氧化相对完全，但污泥活性降低使好氧区对磷的吸收率下降，活性污泥混合液的含磷量减少；
③长泥龄下因衰减反应造成磷的二次释放。
4系统中硝酸盐的回流干扰
我国城市污水中的tkn一般约为40～50mg/l，其中约2/3为nh3-n，硝化处理增加了系统中的no3-n含量，由于no3--n通过污泥回流进入厌氧段发生反硝化可消耗可溶性bod，从而影响磷的释放，降低了除磷效果，进而使出水tp无法达标。要减少硝酸盐的回流量就必须提高系统的反硝化程度。但由于现行排放标准对处理出水的总氮尚无要求，因此水厂往往会着重考虑no3--n的达标而忽略了系统中的no3--n含量，从而拟省去反硝化系统。这一问题已成为目前某些城市污水处理厂方案讨论中的焦点之一。
根据我国目前的情况，宜从消除回流污泥中的硝酸盐对生物除磷的不利影响着手，根据除磷要求考虑反硝化程度。uct/vip等工艺的主要特点就是消除回流污泥中的硝酸盐，但其流程较复杂。水环境联合会(wef)于20世纪90年代提出另一方法，就是将厌氧段的第一反应格作为回流污泥的反硝化池，一部分污水(5%～20%)进入该池进行回流污泥的反硝化，其余污水进入厌氧池的第二反应格。此法优于uct/vip工艺，因为它取消了后者所增加的回流系统，而且由于在这一反硝化池中的mlss浓度高，使反硝化更为有效。如美国masonneck污水处理厂的生物除磷工艺就是将回流污泥引入第一反应格(缺氧段)进行反硝化，然后再顺序进入第二反应格(厌氧段)，与一沉池污泥发酵液混合进行磷的释放后再与生物滤池出水一起进入好氧段，形成了规模为30000m3/d的owasa工艺(未设置好氧段mlss的回流系统)，除磷效果良好[3]。
早在1990年初，中国市政工程华北设计研究院就结合泰安污水处理厂的建设要求而提出了改良a/a/o工艺，即在厌氧段前增设缺氧段，来自二沉池的回流污泥和10%的进水进入该段，停留时间为20～30min以去除回流硝酸盐氮，保证了厌氧段的稳定运行，测试结果表明，该工艺的除磷脱氮效果优于改良uct法。
近年来在改良a/a/o工艺的基础上又将好氧段mlss回流系统取消，开发了缺氧/厌氧/好氧工艺(回流污泥反硝化生物除磷工艺)，突破了传统a/a/o工艺的概念，与uct/vip相比省去了两个回流系统，节省了基建造价和运行费用，运行管理简便灵活，而且由于缺氧池内的mlss浓度接近回流污泥浓度而使反硝化效率较高，从而有效地消除了硝酸盐氮对厌氧段的不利影响，出水tp可达标(1.0mg/l)。5结论
①城市污水生物除磷系统在适宜的进水水质和正常运行条件下，一般可以获得溶解性磷含量很低的出水，如发生出水tp超标(＞1mg/l)现象，其原因一般不在生物处理的本身,而主要在于沉淀效率，由于出水中的颗粒性磷含量高而导致tp超标，因此必须从改善沉淀效果着手来解决问题。
②进水水质特别是进入厌氧段污水中的可利用基质与总磷比值(bod5/tp)的大小对生物除磷系统出水中的溶解性磷含量和工艺的选择有重大影响。当最终沉淀采用重力沉淀池时，为使出水tp≤1mg/l,进入生物除磷系统厌氧段的进水bod5/tp值需≥20。
③生物除磷系统的泥龄选定必须适当，泥龄太短(＜2d)则聚磷菌难以生长繁殖，泥龄太长则除磷效果下降。
④在确定生物除磷脱氮的工艺流程时，对no3--n的回流干扰导致出水总磷超标的问题应给予足够的重视。宜从消除回流污泥中的硝酸盐对生物除磷的不利影响着手，根据除磷要求考虑反硝化程度。近年来国内外相继开发的前置缺氧/厌氧/好氧工艺除磷效果优于uct/vip法。
⑤为常年保持生物除磷系统出水总磷达标(≤1mg/l)，宜增设化学除磷作为后备措施以便必要时投加药剂。对于可快速降解基质含量不足的污水，应考虑采用初沉污泥发酵措施来增加厌氧区vfas含量，使出水总磷达标。
⑥单独生物除磷系统的出水tp难以达到一级标准(≤0.5mg/l),为达到这一严格标准，还必须采用过滤或投加化学药剂等措施。
⑦生物除磷系统出水总磷达标问题涉及诸多方面，其中水质特性的影响尤为重要，因此对于特定的污水宜首先进行水质测定分析和动态工艺试验以解决相关问题。参考文献：
[1]lesliegradycp,daggerglent,limhenryc.biologicalwastewatertreatment(2nded)[m].newyork:marceldekker,inc,1999.
[2]randallcw.designandretrofitofwastewatertreatmentplantsforbiologicalnutrientremoval[m].lancaster：technomicpublishingco,1992.
关键词：活性污泥；接种菌种；驯化培养
在活性污泥中，除了微生物外，还含有一些无机物和分解中的有机物。微生物和有机物构成活性污泥的挥发性部分（即挥发性活性污泥），它约占全部活性污泥的%—%。活性污泥的含水率一般在%—%。它具有很强的吸附和氧化分解有机物的能力。
活性污泥是通过一定的方法培养和驯化出来的。培养的目的是使微生物增值，达到一定的污泥浓度；驯化则是对混合微生物群进行选择和诱导，使具有降解污水中污染物活性的微生物成为优势。
接种菌种
.接种菌种是指利用微生物生物消化功能的工艺单元，如主要有水解、厌氧、缺氧、好氧工艺单元，接种是对上述单元而言的。
.依据微生物种类的不同，应分别接种不同的菌种。
.接种量的大小：厌氧污泥接种量一般不应少于水量的-%，否则，将影响启动速度；好氧污泥接种量一般应不少于水量的%。只要按照规范施工，厌氧、好氧菌可在规定范围正常启动。
.启动时间：应特别说明，菌种、水温及水质条件，是影响启动周期长短的重要条件。一般来讲，在低于℃的条件下，接种和启动均有一定的困难，特别是冬季运行时更是如此。因此，建议冬季运行时污泥分两次投加，水解酸化池中活性污泥投加比例%（浓缩污泥），曝气池中活性污泥的投加比例为?（浓缩污泥，干污泥为%），在不同的温度条件下，投加的比例不同。投加后按正常水位条件，连续闷曝（曝气期间不进水）天后，检查处理效果，在确定微生物生化条件正常时，方可小水量连续进水天，待生化效果明显或气温明显回升时，再次向两池分别投加?活性污泥，生化工艺才能正常启动。
.菌种来源：厌氧污泥主要来源于已有的厌氧工程，如啤酒厌氧发酵工程、农村沼气池、鱼塘、泥塘、护城河清淤污泥；好氧污泥主要来自城市污水处理厂，应拉取当日脱水的活性污泥作为好氧菌种，接种污泥且按此顺序确定优先级。
..同类污水厂的剩余污泥或脱水污泥；
..城市污水厂的剩余污泥或脱水污泥；
..其它不同类污水站的剩余污泥或脱水污泥；
..河流或湖泊底部污泥；
..粪便污泥上清液。
驯化培养
.驯化条件
一般来讲，微生物生长条件不能发生骤然的突出变化，常规讲要有一个适应过程，驯化过程应当与原生长条件尽量一致，当条件不具备时，一般用常规生活污水作为培养水源，驯化时温度不低于℃，驯化采取连续闷曝-天，并在显微镜下检查微生物生长状况，或者依据长期实践经验，按照不同的工艺方法（活性污泥、生物膜等），观察微生物生长状况，也可用检查进出水COD大小来判断生化作用的效果。
.驯化方式
..驯化条件具备后，连续运行已见到效果的情况下，采用递增污水进水量的方式，使微生物逐步适应新的生活条件，递增幅度的大小按厌氧、好氧工艺及现场条件有所不同。好氧正常启动可在-天内完成，递增比例为-%；而厌氧进水递增比例则要小的很多，一般应控制挥发酸(VFA)浓度不大于mg/L，且厌氧池中PH值应保持在.-.范围内，不要产生太大的波动，在这种情况下水量才可慢慢递增。一般来讲，厌氧从启动到转入正常运行（满负荷量进水）需要-个月才能完成。
..厌氧、好氧、水解等生化工艺是个复杂的过程，每个过程都会有自己的特点，需要根据现场条件加以调整。
..编制必要的化验和运转的原始记录报表以及初步的建章立制。从培菌伊始，逐步建立较规范的组织和管理模式，确保启动与正式运行的有序进行。
注意事项
.活性污泥培菌过程中，应经常测定进水的pH、COD、氨氮和曝气池溶解氧、污泥沉降性能等指标。活性污泥初步形成后，就要进行生物相观察，根据观察结果对污泥培养状态进行评估，并动态调控培菌过程。
.活性污泥的培菌应尽可能在温度适宜的季节进行。因为温度适宜，微生物生长快，培菌时间短。如只能在冬季培菌，则应该采用接种培菌法，所需的种污泥要比春秋季多。
.培菌过程中，特别是污泥初步形成以后，要注意防止污泥过度自身氧化，特别是在夏季。有不少厂
都发生过此类情况。这不仅增加了培菌时间和费用，甚至会导致污水处理系统无法按期投入运行。要避免污泥自身氧化，控制曝气量和曝气时间是关键，要经常测定池内的溶解氧含量，及时进水以满足微生物对营养的需求。若进水浓度太低，则要投加大粪等以补充营养，条件不具备时可采用间歇曝气。
.活性污泥培菌后期，适当排出一些老化污泥有利于微生物进一步生长繁殖。
关键词：完全混合系统，好氧活性污泥，污泥丝状菌膨胀
Abstract:theactivesludgeinaerobicmunicipalsewagetreatmentprocess,oftenappearsludgeinflationproblem.Thispapercompletelymixedsystemofsludgeinflationproblems,describestheitsexpansionmechanismandeffectivecontrolmeasures.
Keywords:completelyhybridsystems,anaerobicactivatedsludge,thesludgefilamentousfungiinflation
中图分类号：TU74文献标识码：A文章编号：
一、前言
城市生活污水的生化处理是通过微生物的新陈代谢完成的，利用好氧微生物的新陈代谢处理污水的过程称为污水的好氧生物处理。
好氧活性污泥是指经过专门培训的好氧微生物群体。其外形是褐色絮状泥粒，它的主体是具有活性的微生物，还包括吸附在污泥上不能被微生物降解的有机物和无机物以及死亡的微生物残体。其中主要微生物有细菌、真菌、藻类、原生动物和一些小型的后生动物等。细菌等各类微生物的种类与数量常与污水水质及其处理工艺有了、密切关系。
细菌是单细胞微生物，按它们的形态可分为球菌、杆菌和螺旋菌三类。它们各自具有特殊的代谢过程，因而可以分解各种不同的有机物。真菌构造复杂，种类繁多。污水处理中分离出的真菌主要是霉菌。霉菌是微小的腐生或寄生的丝状真菌，它们具有在温度较低的环境条件下生长繁殖的能力，适宜生存的PH值范围为2——9。真菌对氮元素营养要求较低，约为细菌需氮量的一半。藻类能通过光合作用放出氧气，对污水的净化具有重要作用。原生动物不仅能吞食部分有机物、游离细菌，降低污水浑浊度，一些原生动物还能分泌粘液，促进活性污泥絮凝。当运行条件和处理水质发生变化时，原生动物的种类也随之变化，因此原生动物能起指示生物的作用。后生动物在水处理设备中一般不常出现。轮虫是后生动物的典型代表，可非常有效的消耗分散的和絮凝的细菌及颗粒较小的有机物。轮虫是好氧生物净化过程高度有效的指标。
在生物处理中，净化污水的第一和主要承担者是细菌，其次出现原生动物，是细菌的首次捕食者；继之出现后生动物是细菌的第二次捕食者。
二、好氧活性污泥——完全混合系统
完全混合系统采用了好氧生物处理——活性污泥处理城市生活污水。该系统主要由进水系统、曝气系统、二次沉淀池、污泥回流系统和剩余污泥排放系统组成，其基本流程如图所示：
污水经初沉池后进入曝气池，通过曝气，活性污泥呈悬浮状态并于污水充分接触。污水中的悬浮固体和胶状物质被活性污泥吸附，而污水中的可溶性有机物被活性污泥中的微生物用作自身繁殖的营养，在生物霉的作用下进行代谢，转化为生物细胞，并氧化成为最终产物（主要是CO2）,非溶解性有机物需先转化成溶解性有机物，而后才被代谢和利用。污水由此得到净化。净化后污水在二沉池内进行分离，上层清水排放，分离浓缩后污泥大部分返回曝气池，以保证曝气池内保持一定浓度的活性污泥，其余少部分和初沉污泥被排掉。
三、活性污泥处理城市生活污水的微观过程
1.活性污泥法的净化过程与机理
活性污泥去除水中有机物，主要经历三个阶段：
1.1吸附阶段：污水与活性污泥接触后的很短时间内水中有机物（BOD）迅速降低，这主要是吸附作用引起的。由于絮状的活性污泥表面积很大，表面具有多糖类粘液层，污水中悬浮的和胶体的物质被絮凝和吸附迅速去除。活性污泥的初期吸附性能取决于污泥的活性。
1.2氧化阶段：在有氧的条件下，微生物将吸附阶段吸附的有机物一部分氧化分解获取能量，一部分则合成新的细胞。从污水处理的角度看，不论是氧化还是合成都能从水中去除有机物，只是合成的细胞必须易于絮凝沉淀而能从水中分离出来。这一阶段比吸附阶段慢得多。
1.3絮凝体形成与凝聚沉淀阶段：氧化阶段合成的菌体有机体絮凝形成絮凝体，通过重力沉淀从水中分离出来，使水得到净化。
活性污泥的吸附凝聚性能，有机物的去除速率及活性污泥的增长速率和活性污泥中微生物的生长期有关。在对数增长期，微生物活动能力强，有机物氧化和转换成新细胞的速率最大，但不易形成良好的活性污泥絮凝体；在减数增长期，有机物去除速率与残存有机物呈一级反应，速率有所降低，但污泥絮凝体易于形成；内源呼吸期，有机物迅速耗尽，污泥量减少，絮凝体形成速率高，吸附有机物的能力显著。
2.微生物的代谢过程：
无论是分解代谢还是合成代谢，都能够去除污水中的有机污染物，但产物却有所不同，分解代谢的产物是CO2和H2O，可直接排入大气和水体，而合成代谢的产物则是新生的微生物细胞，并以剩余污泥的方式排出活性污泥处理系统。
四、污泥膨胀
1.活性污泥除了有氧化分解的能力外，还应有良好的凝聚和沉降性能，这样才能有较好的处理效果。污泥沉降性能的好坏一般用污泥容积指数等指标来加以分析考察。如果在活性污泥中出现丝状菌的生长，就会影响污泥的沉降性能，过多地增殖将会引起污泥的丝状菌膨胀问题。
2.污泥膨胀是活性污泥法污水处理厂运行过程中经常遇到的最棘手问题之一，它不仅影响整个工艺的处理出水水质，增大污泥的处理和处置费用，而且使整个处理过程难以控制。活性污泥的膨胀现象是一种“常见多发病”，系指活性污泥由于某种因素的改变，产生沉降性能恶化，不能在二沉池内进行正常的泥水分离，污泥随出水流失。
3.发生污泥膨胀现象时的主要特征：
（1）二沉池中污泥SVI值大于200ml/g；
（2）回流污泥浓度下降；
（3）二沉池中污泥增高。
当发生污泥膨胀时，由于污泥的沉降和压实性能变坏，SVI值升高，二沉池中的污泥层开始扩大。虽然增加污泥回流量可以在一定程度上防止污泥膨胀现象，但回流污泥的浓度和剩余污泥的浓度将下降，一方面增加运行费用，另一方面为了维持一定的污泥龄，就需要排除较多的剩余污泥，这使得污泥处理设施的水利负荷增高，且回流到活性污泥系统中的回流量增高，这就不仅增加了处理系统的负荷，使二沉池中的污泥层溢过二沉池的堰板而造成处理系统中悬浮固体的流失问题，使处理出水中不溶性BOD的浓度增高而使处理效果降低。此外，污泥处理过程也可能最终由于过高的水力负荷而告失败。
4.污泥膨胀的两种类型：
一是由于活性污泥中大量丝状菌的繁殖而引起的污泥丝状菌性膨胀，二是由于菌胶团细体内大量积累高粘性物质(如葡萄糖、甘露糖、阿拉伯糖、鼠李糖和脱氧核糖等形成的多糖类物质)而引起的非丝状菌膨胀，这也是在活性污泥中没有大量丝状菌存在时发生的污泥膨胀问题。在实际运行中，一般以由丝状菌的大量繁殖而引起的污泥膨胀问题为主（一般占90%以上），而以丝状菌污泥膨胀问题为副（一般在10%以下）。
参考文献：
陈军城市污水处理厂污泥利用现状及潜在环境问题矿产与地质2005
王凯军污泥膨胀的原因、类型与控制环境工程1992
关键词：膜生物反应器mbr预处理膜污染
1mbr应用情况
目前，越来越多的国家将mbr用于生活污水和工业废水的处理。表1中列出了一些发达国家近年来mbr的应用情况。
mbr的应用情况国家应用单位膜供应商处理水量(m3/d)处理对象荷兰［1］beverwijk污水处理厂240生活污水荷兰**varsseveld污水处理厂18000生活污水英国［2］porlock污水处理厂kubota1900生活污水英国swanage污水处理厂kubota13000生活污水英国daldowie污水处理厂kubota10800生活污水英国wraxall污水处理厂kubota290生活污水德国［3］buechel污水处理厂kubota960生活污水德国markranstadt污水处理厂zenon6000*生活污水德国erftverband污水处理厂1500*生活污水德国**monheim污水处理厂5000*生活污水德国**kaarst污水处理厂40000*生活污水爱尔兰avonmore公司kubota7100工业废水爱尔兰minchmalt厂kubota1720工业废水比利时［4］**heist污水处理厂30000***生活污水比利时**schilde污水处理厂14000***生活污水奥地利［5］halbenrain污水处理厂100垃圾渗滤液奥地利zenon270生活污水瑞士**zenon5000生活污水以色列［6］jerusalem污水处理厂4000生活污水美国［7］24座污水处理厂zenon＜7500城市污水加拿大9座污水处理厂zenon城市污水日本［8］300余座小区污水回用日本150余座工业废水注：*原文中单位为inh，估计是inhabitants的缩写，其义为人口当量，此处按照1inh=0.5m3/d估算。**污水处理厂仍在设计建设中。***原文中单位为人口当量(populationequivalents，pe)，此处按照1pe=0.5m3/d估算。
在欧洲大部分国家由于国土面积小，地面水体因径流距离较短而导致其自净能力差、生态系统脆弱、易受污染。mbr由于其占地面积小和出水水质优良，在欧洲受到了相当程度的重视，有许多污水处理厂都运用mbr工艺进行了中试规模的污水处理研究，并计划进行工业规模的应用。
荷兰在处理能力为240m3/d的中试取得成功以后，正在建造处理能力为18000m3/d的mbr污水处理厂，并计划从2003年开始建造处理能力为(6～24)×104m3/d的mbr污水处理厂。
德国已经建成5家大规模使用mbr的污水处理厂，累计处理能力为21000m3/d；另有两家污水厂已在规划中，其中一家位于kaarst的污水处理厂设计服务人口为8万人，使用膜面积总计为88000m2，预算为4600万德国马克，建成后将是世界上最大的使用mbr的污水处理厂。?
美国和加拿大已有许多投入运行的mbr污水处理厂取得了较好的效果。?
日本对于mbr的使用较为普遍，主要是用于小区污水的处理与回用及工业(如食品、饮料制造业)废水处理。?
荷兰xflow公司开发的mbr在生活污水和食品、林业、造纸等工业废水处理中得到了广泛的应用［9］，工业废水累计处理流量为245m3/h，其中一家规模最大的生活污水处理厂的处理能力为1100m3/h。
2mbr的优势与改进
2.1mbr的优势
mbr与传统工艺相比有以下明显优势［1］：
①由于取消了二沉池及将污泥浓度提高了2～5倍，减小了占地面积。?
②出水水质好，可直接回用。出水中ss低于检测限；耐热大肠杆菌被完全除去，噬菌体数量比传统工艺出水低100～1000倍；对于重金属的去除很明显(尤其是cu、hg、pb、zn等)，但其去除率取决于金属离子与污泥吸附的程度；有毒的微污染物(如杀虫剂、多环芳烃等)几乎全部吸附在污泥上，因此可与ss同时被去除。?
③生物处理单元中污泥浓度高、泥龄长，对有机物的去除率高。
④对于氮、磷污染物有较高的去除率，出水可满足tp＜0.15mg/l、tn＜2.2mg/l的环境最大容忍限度(maximumtolerablerisk，mtr)。
⑤污泥产量少，降低了对剩余污泥处置的费用，但mbr污泥的絮体较小且粘度较高。也有试验发现，mbr污泥的浓缩性能和脱水性能与传统工艺产生的污泥并无大的差异。?
2.2存在的问题及改进措施
mbr在显示出许多传统工艺无法比拟的优点时，也暴露出一些尚需改进的地方，这是研究人员关注的焦点。?
2.2.1预处理工艺
荷兰的bentem［10］等人在进行处理能力为10m3/h的mbr中试研究时，对4种不同的格栅进行了对比试验，栅孔的尺寸为0.25～0.75mm。试验发现，对原水进行预处理后，原水中的ss可去除30%～60%，这样可以改变原水成分，从而改善后续工艺的处理效果，减轻膜污染，减小剩余污泥产量并改善污泥性状。随着ss的去除，cod也有10%～15%的去除。通过中试，bentem等人认为在使用mbr处理污水时，采用格栅进行预处理是非常必要的。
2.2.2膜污染与清洗
膜工艺的一大缺点是膜在运行一段时间以后会因为膜受到污染而导致膜通量的降低，如何减缓膜污染进程从而维持膜通量是应用膜工艺时所面临的一大挑战。?
英国学者［11］认为主要有三大因素影响膜污染(见图1)，即膜本身的性质、活性污泥的性质和mbr的运行条件三者相互影响。膜材质决定了膜的亲水性和膜孔隙率，膜孔的尺寸则会影响过膜压差(transmembranepressure，tmp)的大小；反应器的构造与错流的速率(crossflowvelocity，cfv)将影响到活性污泥中胞外聚合物(extracellularpolymericsubstances，eps)的生成、污泥絮体结构和大小以及溶解物的性质；mbr中的hrt/srt则直接影响到污泥的浓度和eps的形成与生长。
荷兰研究者［10］在试验中发现，导致膜污染的最重要因素是滤饼层的形成，而原水中的杂质、污泥的性质、mbr的水力学特性以及膜清洗等因素都会影响滤饼层的形成及性质。为了防止滤饼层的形成，以下几点非常重要：
①选择透水量衰减速度低的膜，并且控制膜通量；
②减少mbr中的短流区，避免过高的装填度；
③选择合理的膜工作通量；
④使污泥絮体颗粒尽量大，此时滤饼层有较好的透水性；
⑤保持生物相的良好生长，防止eps和丝状菌大量产生。
在已经出现了较厚的滤饼层后，可通过下列方法加以去除：
①保持mbr中流体的高度紊动，但注意不要使污泥絮体破碎，否则会影响膜的透水性；
②采用变强度曝气可使污泥层破碎，高错流速度有助于控制滤饼层；
③水力反洗可有效去除滤饼层，但只在反洗频率高时才有效；
④采用间歇出水方式可有效控制滤饼层的形成。
试验中还发现，化学清洗可改善生物污染的状况，但在用naclo对膜进行化学清洗时会导致出水中可提取的有机卤化物（extractableorganichalogens，eox）浓度升高，所以当需要频繁化学清洗时应引起重视。
2.2.3mbr中的氧传递率
在用于处理污水的mbr中通常都维持较高的mlss(8～12g/l)浓度［7］，这易导致氧传递率的降低，从而使运行能耗变大。传递层特性、气泡大小和气泡在混合液中的平均停留时间都会影响到氧传递率，而后两项与混合液的粘性关系密切，mbr中混合和曝气的效果以及污泥浓度都会影响混合液的粘性。活性污泥中eps的生成会增加混合液的粘性，并且使活性污泥的憎水性增强。活性污泥中丝状菌的生长导致污泥膨胀从而使混合液粘性增加，此外丝状菌的新陈代谢还会产生憎水物质，其中可溶性微生物代谢产物(solublemicrobialproducts，smp)还会导致膜的污染。?
要保持较高的氧传递率和降低能耗应从两方面出发：一是合理选择曝气及混合装置，使混合液有较高的紊动；二是调节运行参数，使生物相保持良好的生长状态。?
2.2.4污泥浓度的控制
由于mbr可彻底地将污泥与出水分离，从而保证了优良的出水水质与较高的污泥浓度。因污泥浓度较高，而原水性质与传统工艺相比不会有太大的差异，从而使得mbr中的f/m较低。
renzevanhouten等人［12］认为较低的f/m，一方面可以使产生的剩余污泥量减少而降低了处置剩余污泥的费用，但另一方面使得污泥龄变长。较长的污泥龄有利于世代期较长的细菌生长(如硝化菌)，但过长的污泥龄会使微生物产生出smp。若大分子的smp被截留在mbr中一方面会污染膜，另一方面smp会吸附在气—水两相的界面上导致氧传递率的降低，而小分子的smp则会穿过膜进入出水，导致出水水质变差。
低f/m还会使mbr中产生eps，使混合液的粘度升高，从而导致污泥的脱水性能变差，膜过滤阻力变大。?
所以，虽然较高的污泥浓度能有效减小mbr的体积，但过高的污泥浓度对于mbr正常运行是不利的，在运行mbr时应控制适当的污泥浓度。
3结论
综上所述，mbr在污水处理领域已成为倍受瞩目的新工艺，并且得到了广泛的应用。在我国的能源、土地资源和水资源日益紧张而水体污染又非常严重的情况下，可以预计它将有非常广阔的开发和应用前景。
参考文献：
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