摘要：介紹污泥處理單元與處理處置途徑，從物質和能量流角度對不同工藝組合加以分析并結合中國目前情況加以討論。

關鍵詞：污泥；處理；能量流；物質流；優化

1背景

關于污泥處理處置不同對策的討論與爭議通常遠比對污水處理工藝的探討要激烈和復雜得多。除了商家利益和設計、決策者所處的部門局限等主觀因素外，污泥處理處置不僅涉及多個環節而且在短期和長期規劃、最終去向等方面與很多邊界條件和政策導向相關。

通過對不同處理手段的組合、相應的物質和能量流分析，并對投資和運行費用進行比較，常可將問題和討論更客觀化。

本文根據一些實際工程經驗的總結對不同工藝組合的物質流和能量流加以分析并結合中國目前情況加以討論。

2 工藝組合

圖1簡單綜合了歐洲較為常用的污泥 處理、處置或利用的途徑。所涉及的單元操作將在下節分別介紹。

3 單元操作及物質與能量流特征

3.1 生物穩定化

通過穩定化處理，污泥被進一步無機化、減量化，而且脫水性能得到改善。處理后的污泥，由于降低了產氣潛能從而可以更好地貯運。出于簡化工藝，歐洲小型處理廠（500～20,000人口規模）有較多采用好氧工藝，而大一些的污水處理廠考慮能量回收和運行費用的優化則采用厭氧工藝1。

采用焚燒處理手段時，消化作為一個中間單元操作來說所要達到的目的就簡化為減量、便于中間儲存和改善機械脫水性能，至于消化的其它功能，比如污泥中有機物含量是否對焚燒有利，以及建造消化系統的投資對污泥處理系統總的影響，則要與其它單元操作綜合起來統一考慮。

在厭氧消化污泥的過程中，一部分干物質轉化成沼氣，可用于發電、制備熱水或低壓蒸氣、作為燃料供給發酵系統保溫或作為污泥干燥和污泥焚燒時的輔助燃料。

厭氧消化過程所需要的能量主要是污泥輸送和攪拌的電能，以及污泥升溫及消化池的保溫。目前中國對消化設施運行數據的總結和報道尚較少。圖2是根據德國工程數據歸納的結果2。計算中假設處理前干污泥中灼燒揮發份占65%，揮發份的熱值是22000KJ/kg，消化后灼燒揮發份減少50%。重力濃縮污泥的濃度、消化溫度均會對相關數據產生影響。

3.2 機械脫水與干燥

機械脫水的效率在沒有仔細考慮污泥處置和片面強調一次性投資的節省時常常被忽視，絕大多數情況下，機械脫水脫水率的增加對后續處理處置費用的減小至關重要。

污泥可被部分干燥或全部干燥。干物質含量超過92%的污泥可視為無生物活性，并可長期儲存。特別是對于規模較大的污水處理廠，干燥所需能量的來源常常是干燥應用的最大制約。德國上世紀90年代約有120多家污泥干燥廠，這些裝置大約可處理市政污水處理設施污泥產生量的10%，單體處理規模遠小于中國污水處理廠平均規模。由于嚴格的排放標準限制，實際常采用間接熱交換工藝。

圖3給出污泥干物質中不同揮發性固體物含量與污泥干物質含量及污泥低位熱值的相關關系。計算中假設灼燒揮發份的熱值為22,000KJ/Kg，圖中還標出了污泥干燥時不同初始干物質含量及干燥后干物質含量與干燥所需最小理論熱量。

污泥的機械脫水是進一步處理的重要前提。如果將焚燒或其它熱處理作為最終處理手段，則要求機械脫水效率盡可能高，因為機械脫水每處理一噸含水污泥需要1—2kwh 的能量（電能），而干燥時不僅需要一部分電能，而且需要大量的熱能用于水的蒸發。圖4概括了污泥脫水、干燥的基本能量流2。

特別需要注意的是干燥過程中被蒸發出來的水分含有較高濃度的氨氮。通常的做法是將冷凝下來的水排到污水處理廠進行處理，從而在不同程度上增加了進水的氨氮負荷。

3.4 殺菌與固化

利用氧化鈣和添加其他材料或工業廢物，如水泥、粘土、石粉、飛灰和煙氣凈化的粉塵等對脫水污泥進行殺菌和固化處理西方國家在上世紀六、七十年代作了較多的應用研究，包括處理后的填埋性能與工藝。雖然近20多年來這一處理手段在專家學者的視野中幾乎消失，但不能忘記的是即使在西歐的發達國家尚有較大比例的污泥以填埋作為最終處置手段，而填埋前通常經過殺菌和固化處理。

除了衛生學上的意義外，氧化鈣與含水污泥混合，在與水分子反應的同時放熱并使一部分水分蒸發。加入氧化鈣后污泥含水率降低、硬度增加。少量的鋁鹽和（或）磷酸鹽的添加可以進一步增加污泥的硬度。

該操作單元的另一個重要作用在于污泥的改性：無形狀的和塊狀的污泥在適宜的混合器中進行固化處理后形成流動性良好的顆粒，由于去除了生物活性從而易于堆積、儲存和運輸。

這一單元操作的關鍵在于混合。原始的處理裝置是在蝸桿輸送機中加入鈣粉，因為物料只經過推送過程所以混合不均勻（耗鈣粉多、混合不均勻，效果差）同時難以實現污泥性狀的改善。現代的混合設備采用混合器中特制的絞刀使污泥破碎并流態化，處理后的物料（污泥）變成流動性良好的顆粒。這種形式的處理在德國得到普遍應用。

圖5是一個簡化的污泥固化的框算。

該處理單元的作用主要為以下幾點：

(1)   單組分或與垃圾混合填埋的預處理；

(2)   酸性土壤的改良；

(3)   污泥熱干燥的替代方案；

(4)   污泥焚燒爐或工業窯爐焚燒的預處理（加入的氧化鈣起一定的脫硫劑作用）；

(5)   改善儲存和運輸。

3.5農業利用和土壤改良

污泥農業利用或用作土壤改良有幾種不同的形式，如在極小型污水處理廠經生物穩定化處理后的濃縮污泥直接農用，經機械或加熱脫水后的污泥農用、堆肥等。從物質流角度看，污泥富含營養鹽，回歸農田可以使農業、食品、廢物構成良性循環。遺憾的是，現代城市混合排污系統使得污泥成分復雜，因此農用在安全性方面有一定的局限，而用于綠化和土壤改良雖然更為適宜，但由于政策和組織管理方面的原因難以實施。

3.6污泥焚燒與煙氣凈化

焚燒分為污泥單組分焚燒和混合焚燒。前者最主要的工藝形式是靜態流化床。混合焚燒包括：

(1)   垃圾焚燒廠在垃圾中混入少量污泥；

(2)   電廠混入少量污泥；

(3)   工業窯爐（如水泥廠）等。

由于垃圾焚燒廠煙氣的排放要求與污泥焚燒一樣，所要考慮的因素更多是對策、工藝和費用的優化，比如垃圾焚燒爐排爐在加入過量污泥后，過量的污泥會通過爐排泄漏，導致焚燒不完全，以及污泥會增加煙氣中的飛灰從而超過垃圾焚燒爐及鍋爐設計的允許值等。爭議最大的是電廠和工業窯爐的混合焚燒，因為電廠和工業窯爐排放標準較低，污泥中的污染物混入后被稀釋，而重金屬、二惡英的監測又很復雜并難以監控。這個議題較大，限于篇幅本文不再展開。

所謂焚燒過程能夠自燃，并不是單純指焚燒過程不需輔助燃料，而同時包括：必須要達到對污染物，主要是有機污染物的充分消除。這里不僅指氣相（煙氣），而且指固相（飛灰及爐渣），同時達到系統殘余固體物的高度穩定化。在設計和實施污泥焚燒處理時需優化空氣預熱系統、能量回收系統和輔助燃料系統。焚燒過程能否夠自燃除了與污泥本身（含水率，干物質的熱值）有關外，還與設計的燃燒空氣過剩系數、空氣預熱溫度有關。

焚燒后污泥中的化學能轉換成煙氣中的熱能，其中一部分隨熱回收后的煙氣排放而損失掉。熱能回收后的主要利用途徑為

(1)   燃燒空氣的預熱；

(2)   污泥預干化（提高熱值）；

(3)   發電或輸出熱水、蒸汽。

前兩項完全是焚燒系統的“內耗”。由于煙氣組分比常規電廠要復雜，所以一般鍋爐蒸汽壓力不超過50bar，以發電為最大目的設計，蒸汽熱能變成電能的效率約為25%，遠低于電廠。

焚燒和煙氣凈化消耗的電能主要是燃燒風機和煙氣引風機。

4以焚燒為最終處理的工藝組合與比較

4.1工藝組合

表1列出幾個以焚燒為最終處理的工藝組合。以下為以實際工程為基礎的幾個方案比較，重點是物質流與能量流的量化，由此可進一步確認設施的復雜程度、大小與費用。

計算中采用統一的基數：

(1)   原始人均污泥產生量為每人每天80g；

(2)   污泥的干物質中灼燒揮發物含量為65%；

(3)   灼燒揮發物中有50%可通過厭氧消化得到降解；

(4)   灼燒揮發物的低位熱值為22,000kJ/Kg。

表1： 幾個以焚燒為最終處理的工藝組合
 

組合代號	是否有厭氧消化工藝	機械脫水后TS含量%	半干化后TS含量%	燃燒空氣預熱℃	焚燒特征
Fl30Tr37Vw	有	30	34	500	自燃
Fl30Tr48	有	30	48	不需	自燃
Fl37Vw	有	37	無干化	500	自燃
F25Vw	有	25	無干化	500	需輔助原料
25Tr30Vw	無	25	30	500	自燃
25Tr40	無	25	40	不需	自燃
30Vw	無	30	無干化	500	自燃
20Vw	無	20	無干化	500	需輔助原料
Fl30Tr95	有	30	95	不需	自燃
25Tr95	無	25	95	不需	自燃

方案Fl30Tr37和Fl30Tr48污泥消化后機械脫水至固體物TS含量30%（如通過離心脫水機實現），如果通過半干化（或加CaO）將固體物含量進一步增加，在固形物TS含量為37%時（半干化），通過將燃燒空氣預熱到500℃便可自燃。如果TS含量進一步提高，達到48%時焚燒爐不需對燃燒空氣預熱便可自燃。

如果機械脫水僅將TS提升到25%（Fl25Vw），即使對燃燒空氣預熱，也仍需輔助燃料。

未經消化的污泥脫水至TS30%（25Tr30Vw和30Vw），系統通過預熱燃燒空氣可自燃。

方案Fl30Tr95和25Tr95將污泥全干化至TS95%，所需熱源可來自煙氣的熱回收或污泥消化的沼氣。

4.2物質流與設備規模

焚燒煙氣量和干燥蒸發的水量分別是焚燒設備和熱蒸發干燥設備規模的重要指標。圖6將這兩個指標列出2。由于污泥消化已將部分可燃物降解，所以煙氣量均低于未消化污泥。如果機械脫水率高（Fl37Vw，Fl25Vw,和30Vw），僅通過預熱燃燒空氣便可實現自燃，不需要中間的干化。
 

4.3熱能

圖7列出焚燒前系統所需的熱能以及從沼氣和煙氣中可回收的熱能2。從中可以看出消化過程回收的熱量在假定的消化條件下有一大部分又用于系統的保溫。除機械脫水率低的20Vw方案外，所有其它方案均可不同程度地回收熱能。計算中假定沼氣和煙氣的熱能回收率為75%，在全干化的兩個方案中（Fl30Tr95和25Tr95）取90%（相當于電廠熱回收率）。
 

4.4 電能

圖8為系統電耗2，在30-65KJ/人·天這樣一個范圍。圖7中過程剩余熱能在150-400KJ/人·天之間（20Vw除外）。取沼氣轉化電能30%，煙氣熱能轉化為電能的25%，則剩余熱能理論上所能轉化的電能便與系統耗電在一個數量級上了。實際的系統中考慮到穩定性通常要有一定的余量，一次性投資的局限等，所以污泥焚燒過程的能量回收未必完全抵消系統的能耗。
 

圖9給出以發電為最大目的發電量比較2。
 

在有消化的工藝組合中，發電量絕大部分來自沼氣發電。Fl25Vw,20Vw以及全干化方案的發電量較高是因為輸入了外界供給的能量。如果燃料計價低而發電量又有較好的補貼，則過程會有盈利，盡管同樣的燃料用在發電效率高的常規電廠從能源利用效率上看更有意義。

二個全干化+焚燒的方案（Fl30Tr95和25Tr95）如果利用電廠的剩余熱能進行干燥，干化后的污泥替代常規燃料，從能量的角度看是有意義的。實際中，除了以上所提及的污染物排放問題外，運輸以及干燥后冷凝水的去向等又成了新的問題。

5 討論

本文所涉及到的定量描述以歐洲污泥的基礎數據和污泥處理工程實踐為依據，試圖指出污泥問題的系統性以及不同操作單元之間的物質與能量的相互關聯，而其中定量化的結論與假設的邊界條件有關。關于單元操作和工藝組合的描述與分析可以引出以下啟示：

(1)         污泥問題涉及方方面面，如果將某一個或幾個單元操作的結論擴展到全系統，就勢必會容易以偏概全。 在規劃和設計中通過對過程的物質和能量流進行分析可以使決策更科學化。

(2)         無論從衛生要求還是減量化和能量回收的角度，污泥厭氧消化在污泥處理處置系統中應得到更多重視。污泥消化遇到的問題常常是發酵時間長（反應中細胞壁的障礙使得水解過程過長），管理技術要求高等。近十多年歐洲污泥消化之前的預處理技術與工藝可以緩解這一問題，應當注意引進。

(3)         上面的分析顯示，半干化如果作為焚燒的預處理，是否需要以及干化的程度主要取決于焚燒的系統優化。如果作為填埋的預處理或者作為污泥運往異地的污泥焚燒廠之前的預處理，在經濟性和能耗方面存在很大的局限性。這時殺菌固化在絕大多數情況下會更經濟、有效、合理。

(4)         現代污水處理廠污水處理及污泥脫水和穩定化的耗電約在250kJ/人.天2。如果不加輔助燃料的話，由上面的分析可看出，沼氣、焚燒的電能回收小于均小于這一數值。也就是說，污水污泥處理是個凈耗能的過程。

(5)         焚燒在減量化方面有明顯優勢，但應該對其在能量回收上所起的作用進行客觀估價。減量伴隨著污染物的富集，煙氣凈化的副產物屬于特殊固體廢棄物。

(6)         焚燒是否是中國目前要普及的對策，應在多方面加以考慮。國際上, 如前西德國，50萬以上人口的城市均有至少一個污泥焚燒廠，但另一方面，西德超過50萬人口的城市幾乎屈指可數，而垃圾焚燒廠約有60個。如果中國垃圾的對策仍以衛生填埋為主的話，追求污泥焚燒似乎就不對稱。(7)         將經過簡單機械脫水后的污泥進行填埋會給填埋場造成很大壓力，上面介紹的污泥殺菌與固化在中國幾乎沒有實施。在衛生填埋仍為垃圾處置的重要趨勢和有限的資金更多要投向完善管網和提高污水處理率的大環境下，殺菌固化和衛生填埋不失為一個務實的解決途徑。

過去的幾十年中污水處理技術不斷完善，但污泥問題即使在發達國家也仍然是一個難以解決的問題。從物質和能量流角度對污泥處置的思考自然會涉及污水的來源與最終歸宿的問題。污水處理主要解決的是好氧有機物的降解和營養鹽的去除，前者是能量攜帶體，但通過消耗能量的生化好氧過程轉變成二氧化碳被排放。營養鹽氮、磷的去除也需要消耗能量，剩余的一部分隨出水流走進入水體，一部分留在污泥中。污水處理廠污泥由于成分復雜，資源回收很困難.現代的污水排放模式幾乎完全截斷了食品－廢物－農業的物質循環。污水中大部分的有機物和絕大部分營養鹽來自糞尿， 近年來國際國內開展的污水源分離的探索就是想將人糞尿單獨分離出來回收能量和資源，同時改變目前污水處理高耗能和污泥處理處置困難的局面3。

主要參考文獻：

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