陽離子聚丙烯酰胺CPAM污泥處理基于泥質，保障出路，逆向設計，分質處理

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　　一、污泥性質解析

　　1.1 污泥的貧資源特征

　　污泥常被認為擁有巨大的資源化潛力。然而，無論從產量還是品質上，污泥資源化潛力遠不如生活垃圾、農林廢棄物等大宗廢物。據國家統計局數據，2016年，我國生活垃圾清運量達2.0億噸，而市政污泥產生量約4000萬噸(以80%含水率的脫水污泥計)，扣除水分后，干固體僅800萬噸。我國污泥有機質含量普遍偏低，一般為30~60%，這意味著前述干固體中還有大量缺乏資源化價值的無機質。雖然這些無機質可以用于制建材，但這種方式更適宜稱為廢棄物消納而非資源化利用。有機質中，難以生物降解的木質纖維素含量約14~30%，腐殖酸含量約10~15%，它們的存在進一步降低了污泥生物轉化能源的效率。以污泥有機質含量60%為例，脫水污泥成分可以用圖1(a)概括。從污泥干固體元素組成看，其碳含量相遠低于生物質廢物。根據對幾十座南方污水廠污泥性質的調查，其平均元素組成如圖1(b)所示，其中碳元素作為多種資源化處理技術的利用對象，其比例僅45%。從污泥有機物組成看，蛋白質是主要成分，但其含量不超過50%，其次是多糖、腐殖酸、脂類等。

　　因此，污泥是一種高含水率、多組分構成的復雜廢物，無論是以有機質、無機質為資源化對象，還是單純以某一類組分或元素為資源化對象，其在污泥中的比例都很低。因此，污泥具有貧資源的特點，如果僅圍繞某一類組分設計處理流程，其效率不高，而對某一類組分(如生物炭、蛋白質、磷)的過度追求可能會導致處理費用和環境負荷的大幅增加，因此應從廢棄物消納的角度綜合考慮污泥的處理處置系統。

　　圖1 脫水污泥的平均組成和元素含量

　　1.2 污泥的低熱值特性

　　污泥能源化是污泥資源化的主要方向之一，其主要利用污泥中的有機質。然而，污泥中的大量水分不應忽略，應該納入到整個處理流程中考慮。污泥干基熱值與有機質含量的關系統計如圖2所示。污泥有機質含量60%時，其干基熱值約12000 kJ/kg，這意味著，1kg脫水污泥有機質熱值約1440 kJ，低于水分蒸發所需的約2000 kJ熱量。從這個角度看，污泥實際上是一種負熱值或低熱值廢物，普通機械脫水+熱干化+熱化學處理(焚燒/混燒/熱解/碳化等)均不能實現能量的凈產出。上述技術路線實際上需要額外輸入能量，并非嚴格意義上的“能源化”。

　　要降低污泥水分脫除的費用，可以采用太陽能、廢熱等廉價熱能，但這需要合適的外部條件;而要減少水分蒸發能耗，可以通過強化機械脫水使污泥含水率從80%降至60%或更低，再進行熱干化。盡管其電耗增加，但總的能耗要小于熱干化。此外，還可以采用無需分離水分的有機質轉化能源技術，如厭氧消化等。

　　圖2 污泥有機質含量與熱值的關系

　　1.3 污泥的絮體結構特征

　　和一般的生物質廢物不同，剩余污泥顆粒由微生物細胞、胞外聚合物(EPS)為骨架的絮體構成，EPS之間由鈣、鎂等二價金屬離子聯結，而水分、細沙等被裹挾在絮體內。這些水分除少量自由水外，大量水分以附著水、毛細水、結合水的形式存在于絮體內部，難以脫除。污泥的高含砂量特性也會影響污泥處理設備的長期穩定運行，雖然可以通過離心機或水力旋流除砂器去除污泥中的砂礫，但這些方法對粒徑小于200 μm的細砂分離效果一般，而且需要較大能耗。剩余污泥的這一絮體機構特征會對其脫水、干化和生物處理造成不利影響。

　　要進行科學的污泥處理處置，就必須充分認識污泥的貧資源、低熱值和絮體結構特性，防止片面夸大污泥的資源屬性，過度追求單一的資源化產品，而應在保證污泥無害化的前提下采用綜合的污泥處理處置系統。

　　二、污泥處理處置技術流程的逆向設計

　　污泥處理處置的全過程包括處理和處置兩個階段，處置就是要實現污泥的最終消納，處置之前為處理階段。許多污泥項目往往只有處理階段，即從污泥來源開始，依照污泥的處理流程布置處理單元，而由于認識水平、政策導向、管理機制和市場競爭等原因忽略或簡化了最終處置環節，使得這些項目成為了“半截工程”。例如，厭氧消化項目僅轉化污泥中的部分有機質，對消化污泥僅提出可以進行土地利用，但對土地利用的預處理、場地和具體規程等都未進行說明;熱干化項目僅是去除污泥中的水分，但對干化污泥的出路缺乏規劃或者避而不談;焚燒項目并非最終處置手段，對于有機質含量50%的污泥而言，500 t/d(脫水污泥)項目的灰渣產量將超過50 t/d(含有補充燃料和煙氣治理引入的無機質)，一些項目僅提出焚燒灰渣可以進行建材化利用，但對灰渣性質、建材種類、加工方法、銷售途徑語焉不詳。這導致很多項目投產后運營不佳，不僅未達到資源化預期，還導致了污染物的再次轉移。

　　為了解決上述問題，應該采用逆向設計代替傳統的正向設計，從污泥的最終出路出發對全流程進行布置。嚴格來說，污泥的處置方式只有填埋、土地利用和建材化等。污泥填埋可以消納全部污泥，是現階段許多城市不得不采用的處置方式。然而，從填埋場運行管理以及政策導向看，盡量減少進入填埋場的水分和有機質是污泥填埋的主要趨勢。因此，在污泥填埋之前應脫除水分和去除有機質。污泥建材化主要利用其中的無機質，包括水泥窯協同處置、制磚和制陶粒等。水泥窯協同處置對污泥前處理過程要求較低，有機質可以在水泥窯中燃燒釋放熱量，濕污泥也可少量摻燒，但更好的方式是利用余熱干燥污泥后再入窯，因此這一處置方式的前處理過程主要是脫除水分。污泥制磚、制陶粒時需要采用干污泥，有機質在燒結過程中可以提供熱量和促進孔隙生成，但從提高陶粒或磚的質量以及增加污泥消納量的角度，適宜采用污泥灰渣進行燒結或制免燒磚，因此其前處理過程包括脫除水分和去除有機質。污泥土地利用主要是利用其中的營養元素和穩定化的有機質(如腐殖質)，無機質對其影響較小，因此土地利用之前要進行水分脫除和有機質轉化。

　　根據上述逆向設計思想，可以將污泥最終處置方式與前處理技術相結合，篩選出可用的處理技術路線。水分去除的常用方式包括機械脫水和熱干化，而有機質去除或轉化的常用方式包括厭氧消化、熱化學處理(焚燒/混燒/熱解等)、堆肥等。這樣，污泥主要處理處置流程可以歸納為圖3。其中，污泥經高干脫水后可以填埋，但僅適宜作為過渡和應急方法。厭氧消化可以去除部分有機質，從而增加機械脫水過程中去除的水分總量，減少后續熱干化水分蒸發的能耗，因此厭氧消化+干化焚燒/熱解的方式在國外一些污水廠獲得了應用，但這一方式的總體效果還需進一步評估。另外，雖然厭氧消化可以實現污泥穩定化，但其穩定化程度不如好氧堆肥，消化污泥一般要經晾曬或短暫的好氧處理后才適宜土地施用。

　　圖3 基于最終出路的污泥主要處理處置流程

　　3. 污泥分質處理方案及技術需求

　　從上述污泥處理處置途徑看，由于污泥含水率高，水分的去除是所有途徑的核心環節，其決定了整個工藝流程的效率、能耗和費用。在機械脫水和熱干化兩個主要的脫水環節中，機械脫水又更為關鍵。由于機械脫水能耗相對較低，機械脫水程度的增強將大幅降低熱干化過程中的水分蒸發能耗。影響污泥脫水效果的內在因素是其水分存在形態，而水分存在形態又取決于污泥顆粒結構與有機質構成。因此，如果能在污泥脫水前盡量去除有機質，將其轉變為近似無機污泥，就可以大幅改善脫水效果。然而，在圖3的常用處理流程中，除厭氧消化外，污泥水分脫除環節一直位于有機質去除環節之前，即現有工藝流程為：水分去除→有機質轉化→無機質處置，這就導致水分脫除受到有機質的干擾，效率很低。從分質處理的角度出發，理想的流程為：有機質去除→水分去除→無機質處置或利用。

　　要實現上述分質處理目標，就需要在水分存在的條件下盡量實現有機質的去除或轉化。現階段可選技術包括厭氧消化、濕式氧化、超臨界氧化和高壓液化等，但除厭氧消化外，其它幾種方式在能量回收上還存在不足，規模使用時還需要克服許多技術障礙。厭氧消化技術成熟，但其有機質降解率僅40%左右，消化污泥機械脫水后含水率約80%，脫水污泥總量減少24%(以污泥有機質含量60%計，下同)，尚未到達分質處理的目標。要實現這一目標，需要開發新技術突破厭氧消化有機質降解率的極限。目前正在推廣的污泥熱水解預處理或后處理可以一定程度提高有機質降解率。污泥經熱水解后，破解污泥在厭氧消化過程中有機質轉化率達到60%，這意味著消化污泥有機質含量降至37.5%，已經趨于無機污泥。這樣，消化污泥機械脫水后含水率可以低至50~60%，相對于未經上述處理的脫水污泥約減量70%，這可以大大降低污泥最終處置的費用。雖然污泥熱水解+厭氧消化在國內外已有大量工程案例，但其距離真正的分質處理還有一定距離，后續改進方向主要包括：(1)開發污泥復合破解調質方法，進一步提高有機質轉化率至90%以上，并降低這些輔助處理的能耗和費用;(2)避免預處理過程中生成難降解有機質，同時促進污泥中木質纖維素和腐殖酸類物質的轉化，目前熱水解預處理技術尚不能達到這一要求;(3)在無需脫水的前提下，實現消化污泥中抗性有機質的轉化。

　　實際上，目前我國的污泥處理處置全工藝鏈條并不能實現能源自給。厭氧消化單一環節可以實現能量輸出，但后續脫水、干化、處置等環節會使整個鏈條變成凈耗能過程。但這也提示，厭氧消化是無需脫除水分實現有機質轉化能源的重要途徑，如果可以進一步改進這一技術，使有機質轉化率達到90%以上，厭氧消化完全可以成為污泥處理處置的核心環節，而后續脫水和無機質利用也將更為簡單，并且有利于污泥磷、氮的回收和重金屬的固定化。

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