2 冷冻预处理破解剩余污泥及改善其脱水性能研究-赵庆良
预处理方法对剩余活性污泥水解影响的比较研究
中图分类号 ：［０ ３ ３ ７
Ｃｏ ａ ｉｏ ｆ Ｄｉ ｅ ｅ ｔＰｒ ｔ ｅ ｔ ｅ ｔ ｏ ｄ ｏ ｙ ｉ ｓ ｕ ｌ ｔ ａ ｅ ｌ ｄ ｅ ｍｐ ｒ ｓ ｎ ｏ ｆ ｒ ｎ ｅ ｒ ａ ｍ ｎ ｓ ｆ ｒ Ｈｙ ｒ ｌ ｓｓｏ Ｒｅ ｉ ａ ｉ ｔ ｄ Ｓ ｕ ｇ ｆ ｄ Ａｃ ｖ ＷＡ ＮＧ ｉ ｇ ，Ｆ ｎ ｍｅ ，Ｌ ｎ ，Ｌ Ｕ ｉ ，Ｆ ＮＧ ｈ ａ ｇ Ｌ ｎ Ｕ Ｘｉ — ｉ ＥＩＹａ Ｉ Ｌ Ｅ Ｓｕｎ
８ ００ ３ ０４； ６ １１ ） ２ ０ ０ （ ．新疆产品质量监督检验研究 院，乌鲁木齐 １
２ ．西南科技 大学环境工程 自控技术 四川省高校重点实验室 ，四川 绵 阳
摘 要 ：污泥预 处理 对污泥水解有较 大促进作 用，可以明显 改善 污泥的脱 水、厌 氧消化性 能及其减 量化 。本文通 过 比较 ４种预 处理方法加热 、加碱 、微 波、超 声波对剩余 活性 污泥水解性能的影响 ，探 索效率 高、成本低 的污泥顸 处理技 术。 研 究结果显 示，加 热、加碱 对 污泥水解 的促进 作 用要 明显 高于微 波、超声 波顸 处理 ，其 中加碱 预 处理 的水 解效 率 最
（ ｉ ｉｎ ｕｅ ｉｏ １ ｎａ ｇＳｐｒｓ ｎ＆ Ｉ ｐｃｏ ｔｕ ｆｒ ｒｄｃ Ｑ ａｉ ， ｒｍ ｉ ３ ０４， ｈｎ ； Ｘ ｊ ｖｉ ｎ ｅｔ ｎＩ ｉ ｔ ｏ ｏｕｔ ｕ Ｚｙ Ｕ ｕ ｑ ８０ ０ Ｃ ｉａ ｓ ｉ ｎ ｔｅ Ｐ ｓ ｔ ２ＫｙＬ ｂｒｔ ｙｏ Ａ ｔ Ｃ ｎｒｌ ｅｈｏｏｙ ｏ ｎｉ ｎ ｅｔｌ ｎｉｅｒ ｇｏ ｎｖｒｔｓｉ Ｓｃｕ ｎＰｏｉ ｅ ｅ ａｏ ｏ ｕ ｏｔ ｃ ｎｌ ｆｒ ｖ ｏ ｍ ｎａ ｇｎｅｉ Ｕ ｉ ｓｉ ｉ ａ ｒ ｎ ， ａｒ ｆ ｏ ｏＴ ｇ Ｅ ｒ Ｅ ｎ ｆ ｅ ｉｅ ｎ ｈ ｖｃ Ｓ ｕｈ ｅｔ ｎｖｍｔ ｆ Ｓｉ ｅ＆ Ｔｃｎｌ ， ａ ｙ ｎ ， ｉ ｕｎ６ １ １ ， ｉ ） ｏｔｗ ｓ Ｕ ｉ ｉ ｅ ｙｏ ｃ ｎ ｅ ｃ ｅ ｏ ｏ Ｍｉｎａ ｇ Ｓｃ ａ ２ ０ ０ Ｃ ｎ ｈ ｇ ｙ ｈ ｈ ａ
冷冻预处理剩余污泥脱水性能研究
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图 ３ 污泥 Ｎ Ｈ 一 Ｎ浓 度变 化
上升 ， 当在 ８ ℃时 Ｎ Ｈ 一 Ｎ的浓度最大 ， 之后随温度的升高 ， Ｎ Ｈ ４ － Ｎ的浓 度便有下降的趋势 ， 且下降的速度较缓慢 ， 但总体上 Ｎ Ｈ ￣ － Ｎ的浓度要 污泥冷冻 １ ． ５ ｈ ， 待完全解冻 ， 每隔 ５ ￣ Ｃ 测一次样品的 ｐ Ｈ（ 见图 １ ） 。 可以看出， 经冻融处理后 的污泥 ｐ Ｈ不断下降 ， 当ｐ Ｈ下降到一定值后 比未冷冻之前的浓度高。 ３结论 又趋于平稳 了。 污泥 ｐ Ｈ的下降表明污泥中挥发性脂肪酸（ Ｖ Ｆ ’ Ａ） 的含量 冷冻（ 冻融 ） 预处理是一种非常有效 的污泥处理方式 。冻融是一种 在增加，这主要是 由于细胞 内和细胞外的冰在形成过程中细胞破裂而 通过冷冻溶解来改变污泥胶体ｆ 生质，进而改变污泥凝聚沉降 ｌ 生 能的污 释放出细胞 内含物所 １ 。 泥处置方法 。 冻融后 ， 污泥的沉降速度和过滤速度等都 比冷冻前有所提 污泥冷冻 １ ． ５ ｈ ， 待完全解冻 ， 每隔 ５ ｏ ｃ Ｎ－ －￣ ． ｆ ４ 品的 Ｃ Ｏ Ｄ浓度（ 图 冻／ 融处理可以破解污泥， 将固体物质转化为液相成分。 随着冷冻时 ２ ） 。剩余污泥经冷冻后， 污泥中的 Ｃ Ｏ Ｄ浓度降低 。而冷冻时间相同， 在 高。 间的增加， 污泥 ｐ Ｈ和 Ｃ Ｏ Ｄ浓度下降， 而 Ｎ Ｈ 一 Ｎ浓度上升。 冷冻污泥物 融化过程中随着温度的增加， Ｃ Ｏ Ｄ浓度也是在不断的降低。 生 质的变化不仅反映出污泥的溶解 ，也反映出污泥沉降性能和脱水 污泥经冷冻 １ ． ５ ｈ完全解冻后 ， 每隔 ５ ℃所测的 Ｃ Ｏ Ｄ浓度不断在下 理ｌ 降， 在１ ４ ￣ Ｃ 左右 Ｃ Ｏ Ｄ浓度最低 ， 当温度再升高时 Ｃ Ｏ Ｄ浓度则又缓慢地 性能的改善。冷冻预处理污泥的方法将会在未来开辟 出污泥处理领域 道路 。 上升。这说明污泥经冷冻后 ， 其 中的还原 ｌ 生物质 ， 多数为有机物的含量 中的薪： 参考文献 减少了 ， 则污泥质量得到了很大改善。 『 １ １李玉瑛，李冰．冷融技 术对剩余污泥的调理研究 【 Ｊ Ｊ ．ｘ － ＿ ， ｌ ｋ 水处理， 污泥经冷冻后的 Ｎ Ｈ ４ 一 Ｎ的浓度变化见图 ３ 。 从 图示 中我们可以看 ２ ０ １ ２ ， ３ ２ （ ８ ） ： ５ ６ － ５ ８ ． 出， 污泥经冻融 １ ． ５ ｈ后 ， 每隔 ５ ℃测一次样品的 Ｎ Ｈ ４ 一 Ｎ浓度在缓慢地
铁基污泥炭活化过硫酸盐调理剩余污泥脱水的效能和机理研究
DOI ：10.19965/ki.iwt.2023-0220第 44 卷第 3 期2024年 3 月Vol.44 No.3Mar.，2024工业水处理Industrial Water Treatment 铁基污泥炭活化过硫酸盐调理剩余污泥脱水的效能和机理研究张静1，张彦平1，裴佳华1，贾小赛2，李一兵1，吕宁1（1.河北工业大学土木与交通学院，天津 300401； 2.天津创业环保集团股份有限公司，天津 300000）[ 摘要 ] 为了改善剩余污泥的脱水性能，采用铁基污泥炭（Iron-SBC ）活化过硫酸盐（PDS ）调理污泥。
研究了PDS 投加量、Iron-SBC 投加量、反应时间、反应温度以及初始pH 对剩余污泥脱水的影响，并分析了其机理。
结果表明：65 ℃条件下，在单位质量TSS 的PDS 投加量150 mg/g 、Iron-SBC 投加量350 mg/g ，初始pH=6.68时，经Iron-SBC/PDS 调理20 min 后，污泥毛细吸水时间、污泥比阻和泥饼含水率分别达到8.4 s 、5.4×1012 m/kg 、73.5%。
机理分析表明，调理过程中发生了氧化反应，原本紧密平整的污泥絮体和胞外聚合物被破解，结合水被释放，污泥中高亲水性的紧密型胞外聚合物（TB-EPS ）向松散型胞外聚合物（LB-EPS ）和溶解性胞外聚合物（S-EPS ）转化，对污泥脱水不利的蛋白质被氧化降解，TB-EPS 的减少和铁离子的中和作用使Zeta 电位上升；具有刚性结构的Iron-SBC 降低了泥饼的压缩系数，同时在Fe 3+絮凝作用下，污泥分形维数变大。
最终在“氧化-骨架构建”耦合作用下，剩余污泥实现了深度脱水。
［关键词］ 铁基污泥炭；过硫酸盐；污泥脱水；骨架构建体；胞外聚合物［中图分类号］ X703.1；TQ426 ［文献标识码］A ［文章编号］ 1005-829X （2024）03-0142-10Study on the waste activated sludge dewatering effect and mechanismconditioned by persulfate induced with iron -based sludge biocharZHANG Jing 1，ZHANG Yanping 1，PEI Jiahua 1，JIA Xiaosai 2，LI Yibing 1，LÜ Ning 1（1.School of Civil and Transportation ，Hebei University of Technology ，Tianjin 300401，China ；2.Tianjin Chuangye Environmental Protection Group Co.， L td.， T ianjin 300000，China ）Abstract ：In order to improve the dewatering performance of waste activated sludge ，iron -based sludge biochar （Iron-SBC ） activating persulfate （PDS ） was used to treat sludge. The effects of PDS dosage ，Iron-SBC dosage ，reac⁃tion time ，reaction temperature and initial pH on waste activated sludge dewatering efficiency were studied ，and the mechanism was also analyzed. The results showed that when the temperature was 65 ℃，the dosage of PDS per unit TSS was 150 mg/g ，the dosage of Iron-SBC per unit TSS was 350 mg/g ，the initial pH was 6.68，after being condi⁃tioned by Iron-SBC/PDS for 20 minutes ，the sludge capillary water absorption time ，sludge specific resistance and sludge cake moisture content decreased to 8.4 s ，5.4×1012 m/kg and 73.5%，respectively. The mechanism analysis in⁃dicated that oxidation reaction occurred during the process. The originally tight and flat sludge flocs and extracellu⁃lar polymers were cracked and the bound water was released. The highly hydrophilic tightly bound extracellular polymeric substances （TB-EPS ） in sludge were transformed into loosely bound extracellular polymeric substances （LB -EPS ） and soluble extracellular polymeric substances （S-EPS ），and the proteins which were unfavorable to sludge dewatering were oxidized and degraded. The decrease of TB-EPS and neutralization of positive iron ions in⁃creased the Zeta potential value. Iron-SBC with rigid structure reduced the compressibility coefficient of sludgecake. At the same time ，under the flocculation of Fe 3+，the fractal dimension of sludge became larger. Under the cou⁃pling action of “oxidation-skeleton construction ”，the waste activated sludge deep dewatering was realized.［基金项目］ 河北省在读研究生创新能力培养资助项目（CXZZSS2023022）开放科学（资源服务）标识码（OSID ）：工业水处理 2024-03，44（3）张静，等：铁基污泥炭活化过硫酸盐调理剩余污泥脱水的效能和机理研究Key words ：iron -based sludge biochar ；persulfate ；sludge dewatering ；skeleton construction ；extracellular polymer随着我国经济的发展和城镇化进程的加快，污水处理厂的数量与规模逐步扩大。
剩余污泥经臭氧破解后其中碳、氮和磷的变化
摘要 ：在臭氧对污泥进行 减量 的过程 中，针对臭氧作 用后 污泥 中碳 、氮和磷数量 的变化 ，对污水处理厂 的剩余 污泥进 行 了不同 累计时间的臭氧作 用研 究，结果表 明经臭氧破 解后 污泥 中的 Ｔ Ｎ没有较 大改 变，污泥 中的 Ｔ Ｐ最终 呈减 少趋
ｔ ａｍｅ ｔｐａ ｔ ｅ ｔ ｄ ｅ ｏｌ ａｎ ｔ ｅ ｑ ａ ｔ ｙｃ ａ ｇ ｓ ｏ ａｂ ｎ，ｎ ｔ ｇ ｎ ａ ｄ ｐ ｏ ｐ ｏ ｕ ．Ｔ ｅ ｒ ｓ ｌ ｈ ｗ ｄ ｔ ａ ｈ ｒ ａ ｒ ｔ ｎ ｌｎ ｒ ｓｕ ｉ ｄ ｔ ｅ ｒ ｈ ｕ ｎ ｉ ｈ ｎ ｅ ｆｃ ｒ ｏ ｅ ｗｅ ｔ ｉ ｏ ｅ ｎ ｈ ｓ ｈ ｒ ｓ ｈ ｕ ｔ ｓ ｏ ｅ ｈ ｔ ｅ ｅ ｗ ｓ ｒ ｅ ｓ ｔ
文献标识码 ： Ａ 文章 编号 ：０ １ ６ ４ ２ １ ）２００ ５０ １０ － ４ （０ ２ ０ －０ ２ －３ ３
中 图 分 类 号 ： ７３ ｘ ０
Ｃｈａ ｅ ｆＣａｒ ｎ，Ｎｉ ｏ ｅ ｎｄ Ｐｈｏ ｐ ｒ ｎ ｃ ｓ ｌ ｇ ｓｎｔ ｇ ａ ｅ ｂ ｏ ｅ ｎｇ ｓ ｏ ｂｏ ｔ ｇ ｎａ ｒ ｓ ｈｏ ｕｓｉ Ｅｘ ｅ ｓ Ｓ ｕｄ ｅ Ｄｉｉ ｅ ｒ ｔ ｄ ｙ Ｏｚ ｎ ＺＨＡＮＧ —ａ Ｙｉｆ ｎ， ＬＩＹｕ ｑ ｎ — ｉ ｇ， ＬＩＨｏ ｇ ｘａ ｎ — ｉ
（ ｉｎ ｎＣ ｐｔ ｎｉ ｎ ｅｔｌ ｒｔ ｔ ｎＧｏｐＣ ｍ ａ ｙＬｍ￣ ， ｉ ｊ ０ ３ １ Ｃ ｉ Ｔａｊ ａ ｉｌ ｖｏ ｍ ｎａ Ｐｏ ｃｏ ｒｕ ｏ ｐ ｎ ｉ ｉｄ Ｔａ ｉ ３０ ８ ， ｈｎ ｉ ａＥ ｒ ｅｉ ｎｎ ａ）
Ａｂｓｒ ｔ Ｄ ｒ ｇｔｅ ｐｏｅ ｓ ｏ ｌｄ ｅ ｒｄ ｃ ｏ ，ｏｏ ａｉｎ ｗ ｔ ｉｅｅ ｔａｃ ｍｕａｉｅ ｔ ｏ ｅ ｃ ｓ ｅ ｇ ｎ ｓｗａｅ ｔａｃ ： ｕ ｎ ｈ ｒｃ ｓ ｆｓｕ ｇ ｅ ｕ ｔ ｎ ｚｎ ｔ ｉ ｄｆ ｒｎ ｃ ｕ ｌｔ ｉ ｔ ｘ ｅｓ ｓｗａｅ ｉ ｅ ｇ ｉ ｉ ｏ ｈ ｖ ｍｅ
剩余污泥碱解上清液回用于生活污水脱氮研究
第 ８ ．８ｍ ／ 。９ｄ ０ｄ处于波动期 的 ＮＨ ． Ｔ Ｔ ，Ｃ Ｄ和 Ｖ Ａ ， ３ Ｎ， Ｎ， Ｐ Ｓ Ｏ Ｆ ｓ考察 各指标 的变化情况 ， 优选 直呈上升趋势 ， ９天达到 ５ １７ ｇ Ｌ ～２ 平均浓度维持在 ６ ０ｍｇ Ｌ左右 ； ０ ／ 对照组直 到第 出合 适的 Ｓ Ｔ。碱 解 反应 在常 温下 进行 ， 间温度 变化 范 围为 但波 动范 围不 大 ， Ｒ 期
０ ２ ．５
０２ ．０ ０ １ ．５ ０ １ ．０
２２ 反硝 化批 式试验 ．
反硝化污泥取 自实验室 Ａ／ Ｏ工 艺的缺氧池 。接种 污泥处 理 步骤如下 ： １Ｌ缺氧池混合污泥溶液 ， 取 静置后 弃去上清 液 ， 自 用
Ｏ ｏ ．５
００ ．０
来水 淘洗 ， 多次重复 上述过程 后放置过 夜 ， 浓缩备用 。经 预处理
１ 天才有较 明显 的增 长， ３ 最大值仅为 １８ ９ ｇ Ｌ ５ ．２ｍ ／ 。 综上所述 ， 污泥调节 ｐ Ｈ＝１ ０后发酵效率远远高于对照组 ， 结
Ｏ ３ ．０
】试 ０ （ １１ 以 ：０的比例） 在 ６０ ０ｒ ， ０ ｍｐ下离心 ３ ｎ 用 ０ ４ ｎ滤 膜 果 与 苑 宏 英 【 ｊ 验 相 似 。 ０ｍｉ， ．５ｔ ａ
剩 余 污 泥碱 解 上清 液 回用 于 生 活污 水 脱 氮 研 究 ＊
傅 婵媛
摘
曹艳 晓
龚
正
一种同步催化氧化二级出水中难降解污染物与降解剩余污泥的方法[
专利名称：一种同步催化氧化二级出水中难降解污染物与降解剩余污泥的方法
专利类型：发明专利
发明人：赵庆良,王维业,王琨,姜珺秋,丁晶,史珂
申请号：CN201810988197.2
申请日：20180828
公开号：CN109179860A
公开日：
20190111
专利内容由知识产权出版社提供
摘要：一种同步催化氧化二级出水中难降解污染物与降解剩余污泥的方法。
它涉及二级尾水催化氧化处理、剩余污泥降解的方法。
它是要解决现有的水中难降解污染物和剩余污泥处理成本高、资源化利用率低的问题。
本方法：一、组建生物电化学耦合电芬顿反应系统；二、将营养液和电子受体溶液分别加入阳极室与阴极室，并将剩余污泥接种于阳极室，以含铁氧化物的碳刷作为复合阴极；培养至输出电压稳定且大于0.65V，启动成功；三、将待处理剩余污泥与含难降解污染物的二级出水分别加入阳极室与阴极室，进行同步处理；本方法的难降解污染物的处理率可达62％～99％，剩余污泥中有机物的降解率为40％～65％。
可用于二级出水和剩余污泥的同步处理。
申请人：哈尔滨工业大学
地址：150001 黑龙江省哈尔滨市南岗区西大直街92号
国籍：CN
代理机构：哈尔滨市文洋专利代理事务所(普通合伙)
代理人：王艳萍
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爆炸冲击波破解剩余污泥的实验研究
剩余污泥超声强化预处理及其厌氧消化效果
剩余污泥超声强化预处理及其厌氧消化效果胡凯;赵庆良;苗礼娟;王琨;邱微【期刊名称】《浙江大学学报（工学版）》【年(卷),期】2011(045)008【摘要】采用超声预处理方法破解剩余污泥,考查污泥理化性质的变化以及后续厌氧消化的性能.在3种不同超声波电功率密度下破解污泥,并对超声波电功率密度1.5 W/mL、超声30 min处理后的污泥进行厌氧消化实验,结果表明:污泥溶解性COD随着超声时间和超声波电功率密度的增加而线性上升.当超声波电功率密度分别为0.8和1.5 W/mL、作用30 min后,污泥溶解性COD是原泥的4.7倍和6.0倍.超声后污泥的pH值和碱度均有下降,同时污泥溶液的颗粒尺寸减小.超声污泥经厌氧消化后总COD去除率较对照组上升了13.5％.在5％污泥投配率下,超声组反应器在10 d内即达到稳定产气状态,超声污泥的平均日产气量提高了57.9％.【总页数】6页(P1463-1468)【作者】胡凯;赵庆良;苗礼娟;王琨;邱微【作者单位】哈尔滨工业大学市政环境工程学院,黑龙江哈尔滨150090;哈尔滨工业大学市政环境工程学院,黑龙江哈尔滨150090;哈尔滨工业大学市政环境工程学院,黑龙江哈尔滨150090;哈尔滨工业大学市政环境工程学院,黑龙江哈尔滨150090;哈尔滨工业大学市政环境工程学院,黑龙江哈尔滨150090【正文语种】中文【中图分类】X703【相关文献】1.超声联合热碱预处理对剩余污泥厌氧消化的影响 [J], 占玲骅;刘雪羽;何国富;荀春燕;徐月清2.不同预处理方法强化抗生素废水剩余污泥厌氧消化实验研究 [J], 路雪婷;徐享;刘吉宝;张俊亚;左壮;张玉秀;佟娟;魏源送;郭盼盼3.超声联合热碱预处理促进剩余污泥中温厌氧消化研究 [J], 徐慧敏;秦卫华;李中林;顾琪;戴晓虎4.剩余污泥强化厌氧消化预处理技术进展 [J], 韩超5.超声/碱预处理剩余污泥的中温厌氧消化效果 [J], 赵庆良;苗礼娟;胡凯因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。
碱水解法提取剩余污泥蛋白质的条件优化
碱水解法提取剩余污泥蛋白质的条件优化
赵顺顺;孟范平;王震宇
【期刊名称】《城市环境与城市生态》
【年(卷),期】2008(021)005
【摘要】为充分提取污水污泥中的细胞蛋白,实现污泥的增值利用,以青岛市李村河污水处理厂剩余污泥为材料,采用碱水解法提取剩余污泥中的蛋白质.正交试验结果表明:水解温度和反应体系pH对蛋白质提取率的影响较大;获得的提取污泥蛋白的最优工艺条件是水解温度为70℃,水解时间为5 h,反应体系pH为12.5,固液比(样品质量g/加水体积mL)为1:4.在上述条件下,剩余污泥蛋白质提取率可达54.49%,水解后的剩余残渣经干燥后测定可知,其质量相对于原污泥样品(干重)质量削减率达到22.95%.
【总页数】4页(P17-20)
【作者】赵顺顺;孟范平;王震宇
【作者单位】中国海洋大学,环境科学与工程学院,青岛,266100;中国海洋大学,环境科学与工程学院,青岛,266100;中国海洋大学,环境科学与工程学院,青岛,266100【正文语种】中文
【中图分类】X703
【相关文献】
1.酸水解法提取剩余污泥蛋白质的条件优化 [J], 赵顺顺;孟范平
2.SDS促进复合酶水解法提取剩余污泥蛋白质条件的响应面优化分析 [J], 夏雄;邓
妍;刘威;陆天阳;许霞;王怡人;罗俊杰
3.剩余污泥资源化提取蛋白质方法的优选 [J], 潘倩;刘艳梅;周贤栋;潘学军;杨本芹
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5.碱热法提取剩余污泥蛋白质的条件优化 [J], 马丽萍;范琦
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微波辅助化学试剂浸提城市污水处理厂污泥中重金属
微波辅助化学试剂浸提城市污水处理厂污泥中重金属
赵庆良;涂剑成;杨倩倩
【期刊名称】《中国建设信息》
【年(卷),期】2010(000)007
【摘要】截至目前,我国共建成2236座污水处理厂,污水处理能力达
1.114×108m3/d,仅次于美国1.6×108m3/d的处理能力,而按国家规划预计2012年污水处理量将达到1.7×108m3/d。
这些污水处理厂大部分采用的是以生物处理为主体的工艺,其剩余污泥量日益增加,污泥处理与处置成本已占到了污水处理厂总成本的50%。
当前,污泥处理和处置已
【总页数】4页(P15-18)
【作者】赵庆良;涂剑成;杨倩倩
【作者单位】城市水资源与水环境国家重点实验室;哈尔滨工业大学市政环境工程学院
【正文语种】中文
【中图分类】TU
【相关文献】
1.我国城市污水处理厂污泥中重金属分布特征及变化规律 [J], 张亚婧
2.污泥土地施用研究Ⅰ.施用污泥土壤中重金属的化学浸提性研究 [J], 乔显亮;骆永明;吴胜春
3.城市污水处理厂污泥中重金属的健康风险识别 [J], 赖发英;杨婷;潘紫倩;黄华军;李凯;杨唐仪;常彦超;肖晓峰
4.北京城市污水处理厂污泥中重金属污染状况及潜在生态风险分析 [J], 杨妍妍; 李金香; 刘亚平; 方永晨; 崔彤; 刘兆莹; 程刚
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赵庆良冷冻预处理破解剩余污泥及改善其脱水性能研究赵庆良解析PPT学习教案
20000
15000
10000
5000
3h（ 冷 冻 、 固 化临 界时间 ）
0 0
混合污泥SS 剩余污泥SS 混合污泥VSS 剩余污泥VSS
20
40
60
80
冷冻时间 /h
污泥SS和VSS随冷冻时间的变化
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冷冻时间对污泥固体物质含量的影响
SS/TS(VSS/SS) /%
100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0
冻/融处理可以破解污泥，将固体物质转化为液相成分。随 着冷冻时间的增加，污泥pH值下降，而SCOD和碱度上升。
冷冻污泥物理性质的变化不仅反映出污泥的溶解，也反映 出污泥沉降性能和脱水性能的改善。冷冻污泥的SS和 VSS 值与冷冻时间相关。粒径分布和微观结构观察证明了污泥 絮体被破坏。与混合污泥相比，剩余污泥的粒径分布的变 化更加显著。
60 年代起即有研究者设计现场操作方案，评估以自 然冷冻法处理污泥的可行性。如Martel等人研究。
Hailstorm and Kvarnstrom 提出冻融与干燥相结合的污 泥自然脱水方案，可全年运行以处理小型废水厂污泥。
第7页/共31页
冷冻预处理的过程示意图
空隙水 (70%)
微弱键
污泥颗 粒 冷冻抽吸
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3. 污泥冷冻与处理后物理性 质的变化
第15页/共31页
冻 /融 过 程 不 会引起 固体矿 化作用 或者生 物降解 作用， 本实验 中未出 现蒸发 作用 。 冻/融 处理没 有降解 污泥中 的有机 物。
SS和 VSS变 化 包 括 两 个阶 段（冷 冻9h ） 。污泥 的固体 溶解程 度的变 化主要 发生在 冷冻阶 段，而 后续的 固化阶 段对污 泥固体 物质溶 解的影 响较小 。
微生物燃料电池处理剩余污泥与同步产电性能
微生物燃料电池处理剩余污泥与同步产电性能赵庆良;姜珺n秋;王琨;张力为【摘要】针对全球能源短缺和污泥处理过程中能耗较高等问题,采用微生物燃料电池(microbial fuel cell, MFC)技术处理剩余污泥并将污泥中的化学能直接转化成电能,从而实现污泥的稳定化与资源化利用.构建以铁氰化钾为阴极电子受体的双室型微生物燃料电池,分别考察了微生物燃料电池以城市污水处理厂剩余污泥为底物时的产电性能和对污泥的降解效果,并从缓冲溶液、阳极底物浓度和阳极区搅拌3个方面分析其对电池产电性能和污泥降解效果影响.电池输出电压可达到0.66 V,MFC 运行一个周期,对污泥总化学需氧量TCOD (total chemical oxygen demand)的去除率为36.4%,阳极区缓冲溶液的投加和搅拌均可提高电能的输出及对污泥TCOD的去除能力.【期刊名称】《哈尔滨工程大学学报》【年(卷),期】2010(031)006【总页数】6页(P780-785)【关键词】剩余污泥;微生物燃料电池(MFC);功率密度;电池电压;TCOD去除率【作者】赵庆良;姜珺n秋;王琨;张力为【作者单位】哈尔滨工业大学,市政环境工程学院,黑龙江,哈尔滨,150090;哈尔滨工业大学,城市水资源与环境重点实验室,黑龙江,哈尔滨,150090;哈尔滨工业大学,市政环境工程学院,黑龙江,哈尔滨,150090;哈尔滨工业大学,市政环境工程学院,黑龙江,哈尔滨,150090;哈尔滨工业大学,市政环境工程学院,黑龙江,哈尔滨,150090【正文语种】中文【中图分类】X505;X382随着我国城市生活污水排放量的增加和处理率的提高,剩余污泥产生量也将迅速增加[1].大量积累的污泥不仅占用土地,污泥中所含的大量有机营养物质、难降解和不可降解成分均会通过不同途径对生态环境造成污染,需要对其进行妥善的处置.我国剩余污泥的处理费用占污水处理厂总运行费用的25%～60%[2],剩余污泥的处理已经成为制约污水处理事业发展的瓶颈问题.同时,剩余污泥中有机物含量高,一般占固体的 60%以上[3],并且有机质含量呈逐年增加的趋势,资源化需求越来越高.微生物燃料电池可以通过有机物的厌氧降解,将化学能以最清洁的电能形式回收,这种电池不仅能够以单一的碳水化合物(如醋酸盐、丁酸盐[4]、蛋白质[5]等)作为燃料发电,而且能从复杂废水中的有机污染物中(如生活污水[6]、养猪废水等[7])回收电能并同时处理废水.本文的研究重点便是开发新型的污泥处理及资源化新工艺,采用微生物燃料电池技术在处理剩余污泥的同时回收电能.1 实验材料与方法1.1 微生物燃料电池本实验采用的MFC反应器为有机玻璃制成的双室型MFC反应器.反应器规格为7.5 cm×7 cm× 1.5 cm,由阳极室和阴极室2部分构成,两室的有效容积均为65 mL.电极材料是由钛金属丝和碳纤维制成的碳刷.阴极采用铁氰化钾为电子受体,当采用普通碳材料作为电极时,铁氰化钾具有较好的稳定性,阴极工作电压接近其开路电压,因此很多研究者在实验室中研究生物燃料电池时普遍采用铁氰化钾作为电子受体[8].两反应室间由只允许质子通过的质子交换膜(PEM)分隔,阳极和阴极之间采用导线连接,接口处均作绝缘处理.电路中设有变阻箱(0～9 999Ψ),外电路电阻采用1 000Ψ.其工作原理为[9]:1)在阳极区,微生物利用电极材料作为电子受体将有机物氧化,这个过程要伴随电子和质子的释放;2)释放的电子在微生物作用下转移到电极材料上;3)电子通过导线由外电路转移到阴极区,同时质子透过质子交换膜到达阴极区;4)在阴极区,阴极电解液作为电子受体接受电子.随着阳极有机物的不断氧化和阴极反应的持续进行,在外部电路获得持续的电流.1.2 MFC的启动与运行实验所用的污水污泥取自哈尔滨某污水处理厂二沉池污泥排出口的剩余污泥.每 2周取一次污泥,污泥于4℃下保存.污泥性质如下:含水率99.0%, TS为9.1 g/L,pH 值为6.8～7.1,TCOD为9 000～13 000 mg/L.在启动阶段,向微生物燃料电池中通入污泥与营养溶液的混合液来培养电子传递细菌.营养液包含(每升去离子水):NaHCO3(3.13 g)、KCl(0.13 g)、NaH2 PO4(4.22 g)、Na2 HPO4(2.75 g)、(NH4)2 SO4(0.56g)、MgSO4◦7H2O(0.2g)、CaCl2(15mg)、FeCl3◦6H2O(1mg)和MnS O4◦H2O(20mg).此外,为了维持微生物的生长,还需要在溶液中加入金属元素[10].阴极所用的电解液为K3[Fe(CN)6](电子受体)与KH2 PO4的混合液,K3[Fe(CN)6]浓度为16.45 g/L,KH2 PO4浓度为13.6 g/L[11].间歇流MFC的接种通过定期更换阳极接种液和阴极电解液来完成.所有的试验和检测都是在室温(24± 3℃)和标准大气压(1.013×105 Pa)下进行的.1.3 计算与分析方法实验过程中所产生的电压通过多通道电压采集器(12 bit A/D conversion chips,US)直接记录,数据采集器的 2个接线柱连接到变阻箱两端,数据按照每60 s 记录一次.电压采集器与电脑相连,同时将量程为0～10.0mA的毫安表串联到电路中,每次试验前用万用表(Agilent HP 34970,US)较准.所获得的电压根据公式P=UI/Va转化成功率密度P(W◦m-3).其中,U是电压,V;I是电流,A;R为外电阻,Ψ;Va为阳极有效容积,m3.阳极和阴极的电极电势测量是将 2个电极分别连接到参比电极上(Ag/AgCl电极,195 mV对标准氢电极,SHE),参比电极放在反应器阳极的中间位置.在测量极化曲线时,使用Ag/AgCl标准电极作为参比电极.待MFC输出电压稳定时,通过变化外电路电阻,分别对阳极和阴极电势进行测量.微生物燃料电池的内阻由电池极化曲线获得U=E-IRint,其中,E是电动势,V;Rint是电池内阻,Ψ.COD采用重铬酸钾标准方法进行测定[12].2 MFC性能与影响因素2.1 以污泥为底物的MFC的启动将剩余污泥与营养液按照体积比3∶1的比例投加到反应器中,采用间歇流运行,每 3天更换一次阳极底物和阴极电解液,经过 1个月培养,电压上升到0.6 V以上,且稳定运行.图 1为电池启动时的电压变化情况,图2为电池运行一个周期(90 h)的电压输出情况(电压降到 0.3 V以下),输出电压0.66 V,污泥TCOD去除率可达36.4%.同时对开路状态下,以相同污泥为底物时MFC内污泥的降解情况进行分析,在90 h内污泥TCOD去除率为12.6%.在开路状态下,MFC可被看作是简单的厌氧反应器.上述结果说明,MFC处理污泥的过程是污泥产电降解和其他厌氧降解共同作用的结果. 图 1 电池启动时的电压变化情况Fig.1 Voltage output of MFC using sewage sludge as substrate during acclimation period图2 间歇反应下以污泥为底物的MFC电压输出Fig.2 Voltage output of MFC using sewage sludge in batch reaction2.2 以污泥为底物的MFC性能分析2.2.1 功率输出和极化特性分析在微生物燃料电池启动成功后,以污泥为底物考察了其电能的输出情况,进泥 TCOD 值为9 080 mg/L,pH=6.78.当电压达到稳定值时,通过变化外电路电阻(10～9 999Ψ)分别得到了以污泥为底物时微生物燃料电池的功率密度与电流的关系曲线(图 3)以及电池电压和电极电势与电流的极化曲线(图4).由图 3所示,在开路状态下,电路中没有电流,因此功率密度为 0;随着电流的增大,功率密度开始上升;当电流达到一定的数值时,功率密度达到峰值.随着电流的继续增大,功率密度开始下降,造成这种变化的主要原因是电池内部的极化作用.通过图3发现,以污泥为底物的K3[Fe(CN)6]阴极MFC最大功率密度为31.5W◦m-3(在Rex= 90Ψ时获得).对一个闭合电路来说,当外电阻 Rex等于内电阻 Rint时,功率达到最大[13].从图4中可见,K3[Fe(CN)6]阴极MFC产生的开路电压为0.72 V,通过极化曲线计算得到,电池的内阻Rint=-ΔE/ΔI=79Ψ,这与实验中得到的结论Rex=90Ψ相近. 图3 MFC输出功率随电流变化规律Fig.3 Effect of current on power density in MFC using sewage sludge图4 MFC阴极、阳极极化曲线及电池放电曲线Fig.4 Effectof currenton voltage and electrode potential in MFC using sewage sludge从电池极化曲线(图4)可知,在MFC输出电流逐渐增加的过程中,输出电压在不断下降,而输出电压下降主要是由于阳极电势的上升造成.这说明阳极的极化效应是MFC 输出电压降低的主要影响因素,而阴极极化效应相对并不显著,对输出电压降低不起主要贡献.阳极发生极化主要与活化损失、欧姆损失和浓度损失有关,从零电流、开路电压开始,电池电压最初迅速降低:这个区域主要是活化损失;接下来电压缓慢下降,并且电压的下降与电流成线性关系:这个区域主要是欧姆损失;在较高的电流条件下,电压迅速下降:这个区域主要是浓度损失[14].2.2.2 MFC对污泥降解情况分析向MFC中注入TCOD=10 584 mg/L的污泥,污泥注入反应器后,每隔一定时间用注射器从反应器上部的取样口中取出泥样测定其TCOD值,得出MFC内污泥TCOD随时间变化的关系(图5).由图 5可见,在新鲜底物注入反应器的 28 h内,MFC中微生物对污泥中TCOD的去除速度要明显快于后96 h.再次向MFC中注入新鲜底物,分别测定电池达到输出电压稳定时(24 h)和电池连续运行一个周期后(电压降到0.21 V,168 h)的污泥降解情况.结果表明,当电池达到输出电压稳定时, TCOD去除率为28.7%左右;当电池运行一个周期后,TCOD去除率为46.1%.图5 MFC内污泥COD随时间变化曲线Fig.5 TCOD change with different reaction time in MFC using sewage sludge2.3 影响因素分析2.3.1 阳极电解液的缓冲能力对MFC产电性能及污泥降解的影响分别比较阳极底物中投加和不投加营养盐缓冲溶液 2种情况下电压输出和污泥的降解情况,其进泥TCOD和反应时间均相同,缓冲溶液调节进泥pH=7.0.图6为2种情况输出电压的比较.由图6可见,投加缓冲溶液情况下的MFC输出电压要明显高于无缓冲溶液的情况.这表明投加营养盐缓冲溶液可以有效地提高微生物的活性,增强微生物的产电能力.由于投加缓冲溶液使溶液具有一定的离子强度,也有利于所产生电子的传导,减小极化效应.同时,投加缓冲溶液组污泥的TCOD去除率20.1%明显高于无缓冲溶液组污泥的TCOD去除率13.5%,这是因为投加缓冲溶液后微生物活性得以增强,降解污泥能力亦随之增强.在缓冲溶液的作用下,阳极内底物pH在7.0附近波动,在此区间内,产酸菌和产甲烷菌均处在最佳 pH范围,此时生物活性最强.图6 缓冲液对MFC电压输出的影响Fig.6 Effect of buffer solution on voltage output2.3.2 阳极区搅拌对MFC产电性能及TCOD去除率的影响在一般的化学或生物反应系统中,通常需要对反应体系的水力条件进行控制来强化传质,MFC也不例外.采用磁力搅拌装置(上海雷磁,JB-2型)考察阳极区搅拌对MFC 产电性能的影响,MFC阳极内设磁力转子.如图7所示,在底物污泥TCOD为12674mg◦L-1,反应 1 d,不搅拌时的最大电压输出为0.55 V,搅拌时的最大输出电压为0.61 V.此外,相对于不搅拌,搅拌状态下电池达到最大输出电压的时间要明显缩短.搅拌可以改善微生物所处的微环境,促进污泥水解酸化反应的进行,使得微生物更易获得有机物,增大MFC可利用溶解性有机物向生物膜的扩散速率,因此电压维持在一个相对较高的水平.对2种情况下污泥中TCOD去除情况进行比较可见,在相同反应时间内,阳极区进行搅拌时 COD去除率为27.2%,相对于不搅拌状态下TCOD的去除率12.4%提高了一倍以上.这说明搅拌对微生物所处微环境有明显改善,阳极区搅拌可以降低底物以及代谢产物的积聚对微生物新陈代谢的抑制,底物厌氧降解过程中产生的质子在搅拌的作用下可以更好地通过PEM向阴极区转移,降低质子在阳极区的积累,促进电能产生的同时防止阳极底物 pH的过度下降,从而使微生物的产电和对有机物去除能力得到加强.图 7 搅拌对电池输出电压的影响Fig.7 Effect of stirring on voltage output2.3.3 底物浓度对MFC产电性能及底物降解的影响对底物TCOD浓度与输出电压的关系(图8)以及底物TCOD浓度对污泥TCOD去除情况的影响(图9,MFC运行24 h)进行研究.由图8可见,在低浓度区,电池的输出电压随进泥浓度的增大而升高,在高浓度区,这种趋势变缓.总的来说,底物浓度对电压的输出影响并不显著,这个结果与微生物燃料电池处理污水有所不同[15].图8 进泥TCOD浓度对输出电压影响Fig.8 Effect of substrate concentration on voltage output由图9可见,随进泥TCOD的增加,TCOD去除率呈下降趋势,且变化显著,在初始阶段,有机物的去除率与底物浓度呈现出良好的线性关系;当进泥浓度大于7 180mg/L 时,MFC对污泥的去除率呈现稳定状态,去除率随进泥浓度的增加变化不显著.此时,对于电池内的非转移电子细菌来说,底物浓度已经不再是限制因素,因此对有机物的去除比较平稳.图 9 进泥浓度对污泥降解情况的影响Fig.9 Effectof substrate concentration on TCOD removal efficiency3 结论1)以污泥为底物的微生物燃料电池,当进泥TCOD为 9 080 mg/L时,获得最大功率密度为31.5W/m.MFC处理污泥的过程是污泥产电降解和其他厌氧降解共同作用的结果.2)通过对阳极底物影响因素的分析表明,向阳极底物中投加缓冲溶液和实施搅拌都可以增大电池电能的输出,并且提高底物TCOD的去除.3)微生物燃料电池不但可以利用剩余污泥为燃料产电,并且对污泥中的有机物有一定的去除能力,为微生物燃料电池处理污泥同步产电提供了可行性.相比传统的污泥厌氧消化处理工艺,微生物燃料电池具有以下特点:反应条件温和(常温,常压,中性);无污染,无需尾气处理设备;无能量消耗;将污泥中的化学能直接以电能的形式回收,能量转化率高.参考文献:【相关文献】[1]罗刚,徐荣险.污泥处理处置技术的研究进展[J].广东化工,2007,34(12):82-85.LUO Gang,XU Rongxian.Research on sludge treatment and disposaltechnology[J].Guangdong Chemical,2007, 34(12):82-85.[2]ZHANG GM,YANG J,LIU H,et al.Sludge ozonation: disintegration,supernatant changes and mechanisms[J]. Bioresource Technology,2009,100:1505-1509.[3]赵庆祥.污泥资源化技术[M].北京:化学工业出版社, 2002:1-10.[4]LIU H,CHENG S,LOGAN B E.Production of electricity from acetate or butyrate in a single chamber microbial fuel cell[J].Environ Sci Technol,2005,39(2):658-662.[5]HEILMANN J,LOGAN B E.Production of electricity from proteins usinga single chambermicrobial fuel cell[J].Water Environ,2006,78(5):531-537.[6]LOGANB E.Simu ltaneouswastewater treatmentand biologicalelectricitygeneration[J].Wat Sci Technol,2005,52 (1-2):31-37.[7]MIN B,KIM J,OH S,et al.Electricity generation from animal wastewater usingmicrobial fuel cells[J].Wat Res, 2005,39(20):4961-4968.[8]PARK D H,ZEIKUS JG.Improved fuel cell and electrode designs for producing electricity from microbial degradation [J].Biotechnol Bioeng,2003,81(3):348-355.[9]RABAEY K,WERSTRAETEW.Microbial fuel cells:novel biotechnology for energy generation[J].Trends in Biotechnol,2005,23(6):291-298.[10]LOVLEY D R,PHILLIPS E JP.Novelmode ofmicrobial energymetabolism:organic carbon coupled to dissim ilatory reduction of iron or manganese[J].Appl EnvironMicrobiol,1988,54(6):1472-1480.[11]AELTERMAN P,RABAEY K,PHAM T H,et al.Continuous electricity generation at high voltages and currents using stacked microbial fuel cells[J].Environ SciTechnol,2006,40(10):3388-3394.[12]APHA,AWWA,WEF.Water Environment Federation and American WaterWorks Association,1998.Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater[M]. 20th ed.Washington DC:APHA,1998.[13]CHENG S,LIUH,LOGAN B E.Increased power generation in a continuous flow MFC with advective flow through the porous anodeand reduced electrode spacing[J].Environ Sci Technol,2006,40(7):2426-2432.[14]LOGAN B E,HAMELERS B,ROZENDAL R,etal.Microbial fuel cells:methodology and technology[J].Environ Sci Technol,2006,40(17):5181-5192.[15]MIN B,LOGAN B E.Continuous electricity generation from domestic wastewater and organic substrates in a flat platemicrobial fuel cell[J].Environ Sci Technol,2004,38(21):5809-5814.。
剩余污泥深度干燥的研究进展
drying methods were analyzed, such as hot air drying, superheated steam drying, indirect drying, low temperature heat flow
的裂 缝 中
[ 12]
。 污 泥 中 的 水 分 约 有 20% 为 间 隙 水。
3) 吸附水分:占总水分的 6% ~ 7%,该部分水分吸附于
固体表面。 4) 结合水分:存在于污泥颗粒的内部,微生
物内部的水分也属于 结 合 水
[ 13]
。 结合水结合非常紧
密,不易被脱除。 污泥中的水分分布如图 1 所示
毛细管力的作用,不易发生迁移和扩散。
3. 1. 2 热风干燥技术
在热风对流干燥过程中,表面传热系数和水分蒸
污泥 干 燥 过 程 根 据 干 燥 速 率 的 不 同 分 为 3 个 主
发速率随着热风 温 度 和 流 速 的 增 加 而 增 大。 污 泥 中
。 在加速阶段,污泥的含水率较 高,污
升高而增 加, 有 利 于 内 部 水 分 迁 移。 传 热 系 数 的 增
要阶段:加速阶段( 预热 阶 段 ) 、恒 速 干 燥 阶 段 以 及 降
速干燥阶段
[ 16]
已经干燥部分的孔 隙 体 积 和 表 面 积 随 着 热 风 温 度 的
泥表面的 水 分 蒸 发 速 率 高 于 内 部 水 分 的 扩 散 速 率。
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pH
NH4+-N/(mg/L) 碱度/(mgCaCO3/L) TS/(mg/L) SS/(mg/L) VS/(mg/L)
6.49
148 720 37870 35870 19530
6.45
101 580 24280 22400 15760
VSS/(mg/L)
18620
14720
实验方法
•混合污泥和剩余污泥贮存于PET材质的塑 料 瓶 中 ， 放 入 -18℃ 冰 箱 中 冷 冻 不 同 时 间 （冷冻速度0.003 K/s） 。 •冷冻结束后，在室内环境下（温度约29 ℃， 相对湿度47%~56%）解冻3h。
2. 污泥冷冻预处理的实验
冻/融技术影响因素
污泥类型 冷冻时间 冷冻温度 冷冻速率 固化时间 污泥预处理（如搅拌或者浓缩） 污泥中溶解性有机物及阳离子浓度等
实验所用的污泥及其特征
混合污泥 TCOD/(mg/L) SCOD/(mg/L) 33200 920 剩余污泥 28210 948
1400 1200 1000 800 600 400 200
混合污泥 剩余污泥
pH
6.8 6.7 6.6 6.5 0 8 16 24 32 40 48 56 64 72 冷冻时间 /h
本实验中，混合污泥和剩余污泥的最 0 低pH值分别为6.78和6.57，满足产甲 0 8 16 24 32 40 48 56 64 72 80 冷冻时间 烷相启动的边界条件。 /h
污泥碱度随冷冻时间的变化
80ቤተ መጻሕፍቲ ባይዱ
污泥pH值随冷冻时间的变化
冷冻时间与污泥特性指标相关性分析
冷冻时间与污泥物化特性指标之间的相关分析
特性指标 2~2.72 μm颗粒数 TS VS SCOD
冷冻时间 (混合污泥) 冷冻时间 (剩余污泥) 0.533 -0.664 -0.320 0.982 0.998 -0.640 -0.455 0.962
1. 研究背景
2. 实验方法
3.污泥冷冻与处理后物理性质的变化 4.污泥冷冻与处理后化学性质的变化 5. 结论
1. 为什么考虑冷冻预处理？
污泥处理的主体技术路线
沼气
剩余污泥
浓缩
厌氧消化
脱水
预处理 （强化脱水、 破解细胞）
卫生填埋 资源利用
传统污泥预处理技术
机械法（如超声处理）：大量能耗
化学法（如碱处理、氧化剂）：添加化学药剂 生物法（如生物酶法） ：生物制剂 热力学法（如热处理）：需要热能
冷冻污泥的离心上清 液体积增加，下层沉淀 物体积减小，说明污泥 的可压缩性得到了改善。 虽然两种污泥经过冷 冻预处理后离心脱水效 果都得到了改善，但是 冷冻处理更利于对剩余 污泥的离心脱水，离心 后沉淀物体积下降的更 快。
冷冻时间对污泥粒径分布的影响
冻/融处理破坏了污泥 絮体结构，有效地增 加了胶体和溶解组分 的比例，并有朝向较 低分子量化合物的转 化趋势。 剩余污泥经过冷冻 处理后粒径减小的 更加明显；由于掺 入了20%的初沉污泥， 初沉污泥泥质的差 异导致颗粒的解体 程度与完全剩余污 泥时相比变小。
显著相关
不相关
显著相关
介于2~2.72 μm颗粒数与污泥化学特性之间的相关分析
特性指标 TS
2~2.72 μm颗粒 数(混合污泥) -0.117
2~2.72 μm颗粒数 (剩余污泥) -0.658
VS
SCOD
0.300
0.572
-0.600
0.997
显著相关
5. 结论
冻/融处理是一种有效的污泥预处理技术，剩余污泥和混合 污泥经冻/融（72h/3h）处理后，同时改变了污泥的物理特性 和化学成分，推荐采用冻/融（72h/3h）作为工艺控制参数。 冻/融处理可以破解污泥，将固体物质转化为液相成分。随 着冷冻时间的增加，污泥pH值下降，而SCOD和碱度上升。
(c) 冻/融（3h/3h）处理 后的剩余污泥
(d) 冻/融（72h/3h）处理 后的剩余污泥
4. 污泥冷冻与处理后化学性 质的变化
冷冻时间对污泥溶解性有机物的影响
4500 4000 3500
SCOD /mg•L
-1
3000 2500 2000 1500 1000 500 0 0 20 40 冷冻时间 /h 60 80
污泥固体溶解程度随冷冻时间的变化
冷冻时间对污泥脱水性能的影响
冷冻时间对污泥的沉降性能具有显著影响。
从左至右分别为：
混合污泥、
剩余污泥、 冷冻72h的混合污泥、
冷冻72h的剩余污泥
两种污泥冷冻 后，其沉降性 能都得到了改 善。与原泥相 比，冷冻后的 污泥上清液体 积增大，沉降 速度加快。
冷冻时间对污泥脱水性能的影响
3. 污泥冷冻与处理后物理性 质的变化
冻/融过程不会引起固体矿化作用 或者生物降解作用，本实验中未 出现蒸发作用 。冻/融处理没有降 解污泥中的有机物。
冷冻时间对污泥固体物质含量的影响
40000 35000
SS和VSS变化包括两个阶段 （冷冻9h ）。污泥的固体溶 解程度的变化主要发生在冷 冻阶段，而后续的固化阶段 对污泥固体物质溶解的影响 较小。
60 年代起即有研究者设计现场操作方案，评估以自 然冷冻法处理污泥的可行性。如Martel等人研究。 Hailstorm and Kvarnstrom 提出冻融与干燥相结合的污 泥自然脱水方案，可全年运行以处理小型废水厂污泥 。
冷冻预处理的过程示意图
空隙水(70%) 微弱键
污泥颗粒 冷冻抽吸
离心实验：100mL污泥样品，离心转速4000rpm，离心时间30min ，观察冷冻污泥离心后的上清液体积。
两种污泥冷冻后的离心效果
混合污泥
冷冻时 间/ (h) 0 1 3 72 上清液体积/ (mL) 68 75 75 78
剩余污泥
冷冻时 间/ (h) 0 1 3 72 上清液体 积/ (mL) 53 78 70 74
0 20 40 冷冻时间 /h 60
0 0 20 40 冷冻时间 /h 60 80
80
污泥TS和VS随冷冻时间的变化
污泥SS和VSS随冷冻时间的变化
冷冻时间对污泥固体物质含量的影响
100 90 80
SS/TS(VSS/SS) /%
70 60 50 40 30 20 10 0 0 1 3 6 冷冻时间 /h 9 24 72
2011年中国城镇污泥处理处置技术与应用高级研讨会
青岛
冷冻预处理破解剩余污泥及改善其脱水 性能研究
Freeze/thaw Pre-treatment to Disintegrate Sludge and Improve its Dewaterability
赵庆良 哈尔滨工业大学
2011年5月26日
报告提纲
冷冻污泥物理性质的变化不仅反映出污泥的溶解，也反映出 污泥沉降性能和脱水性能的改善。冷冻污泥的SS和 VSS值 与冷冻时间相关。粒径分布和微观结构观察证明了污泥絮体 被破坏。与混合污泥相比，剩余污泥的粒径分布的变化更加 显著。
冷冻床模型（冻/融技术实际应用）
冷冻床形状为一狭长沟渠， 上方设有输送管可将污泥从 污水处理厂输入床内，下方 设有滤沙，内埋有排水管， 污泥融化后的水份有一部份 可由床底渗流而排除；冷冻 床上方无需加盖以便积雪， 借积雪在污泥上方结冰时， 会因其针状冰晶结构的伸展, 使已冻结污泥层发生裂缝； 此裂缝的存在有助于床底渗 流的进行。
我国各地区气候变化特点
东北地区： 每年11月~来年3月，气温 <0℃，冷冻阶段
每年4月~10月，气温> 0℃， 融化阶段
污泥冷冻预处理的可行性
我国北方寒冷地区有自然的条件。 利用自然气候进行冷冻/融化处理实现脱水：
气候寒冷地区或者冬季，污泥由天然气候使之冻结，冰晶 成长过程可将固体与液体分离。 当春季或者气温升高时，再利用气温回升及太阳辐射等作 用，将污泥融化、脱水而得到干滤饼，剩余固体由传统设 备移除。
Montusiewicz等人的研 究表明，由于解冻时 间较长（12h），可能 在解冻过程中发生了 生化作用，在冻/融 （24h/12h）处理后， 污泥的TS和VS均减小。 通常，冷冻时间对于 污泥性质的影响更加 显著。
混合污泥SS/T S 混合污泥VSS/SS
剩余污泥SS/T S 剩余污泥VSS/SS
混合污泥 剩余污泥
SCOD线性增加 SCOD上升: 主要为溶解性 碳水化合物 有益于后续厌氧消化
污泥SCOD随冷冻时间的变化
冷冻时间对污泥pH和碱度的影响
pH值快速下降:污泥VFA含量增加，由于细胞内、 外的冰的形成致使细胞破裂释放出内含物。
7.2 7.1 7 6.9
混合污泥 剩余污泥
-1 碱度 /(CaCO3 ,mg•L )
污泥絮体
毛细水(20%)
吸附水、颗粒内部水(10%) 冷冻前 冷冻后
该过程将不易脱水的污泥转化成颗粒状，易于脱水.
冻/融技术的特点
有效的污泥调理手段：改善污泥的脱水性能，大 幅提高真空过滤效能，适用于所有污泥，但必须 以缓慢冷冻速率完全冷冻才有效；使污泥颗粒结 构更加紧密；减少结合水含量 。 因地制宜：冻/融处理的冷冻过程可自发进行，工 艺简单，不需要使用大量聚合物，运行费用可大 大降低，尤其适用于寒冷地区的污泥预处理。
研究热点与方向
有关冻/融处理技术集中在污泥絮体的固液分离 特性研究方面，而对污泥破解和有机物溶出、 冷冻后污泥的化学成分变化、冷冻-厌氧消化组 合工艺的研究相对较少。
冻/融预处理可以显著增加活性污泥上清液的 BOD和COD的程度，使之不仅可以作为污泥调 理的方法，也可以同时实现污泥破解，加速后 续的厌氧消化进程等。
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