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印染污泥干燥过程中挥发分冷凝液的研究 * 黄黎明1黄瑞敏1周海滨1刘欣2 1. 华南理工大学环境科学与工程学院，广州 510006; 2. 广州市佳境水处理技术工程有限公司，广州 510730 摘要 对某印染废水处理厂的污泥进行模拟干燥处理， 以产生的挥发分冷凝液为研究对象来考察干燥温度和干燥程度 对印染污泥干燥过程中污染物产生的影响。随着干燥温度的升高， 挥发分冷凝液 COD、 NH3-N含量均升高， 且在 140 ℃ 至160 ℃ 时升高较快， 分别为 177 ～ 262 mg/L， 100 ～ 130 mg/L， 而 pH 较稳定。污泥含水率从 65 干燥至 5 时， 挥发分冷凝液的 COD、 NH3-N含量升高不明显， 分别为 176 ～ 190 mg/L、 85 ～ 105 mg/L。干燥温度比干燥程度更能 影响印染污泥干燥过程中污染物的产生。 关键词 印染污泥; 干燥; 污泥含水率; 干燥冷凝液 RESEARCH ON CONDENSATE DURING DRYING OF PRINTING AND DYEING SLUDGE Huang Liming1Huang Ruimin1Zhou Haibin1Liu Xin2 1. College of Environmental Science and Engineering，South China University of Technology，Guangzhou 510006，China; 2. Jiajing Water Treatment Technology Engineering Co． ，Ltd，Guangzhou 510730，China AbstractA simulation drying was carried out for the sludge of a printing and dyeing wastewater treatment plant． Taking the condensate during the sludge drying as research object， it was examined the effect of drying temperature and moisture on pollutants during printing and dyeing sludge drying process． As the drying temperature increased，COD and NH3-N content in the condensate both increased． The increase was the most significant between 140 ℃ and 160 ℃ ，and respectively was from 177 mg/L to 262 mg/L， and 100 mg/L to 130 mg/L，and pH was stable． As sludge moisture content from 65 to 5 ，COD and NH3-N content in the condensate both increased less，and respectively incrensed from 176 mg/L to 190 mg/L and 85 mg/L to 105 mg/L． The drying temperature has more influence than the degree of drying on pollutants as printing and dyeing sludge was drying． Keywordsprinting and dyeing sludge;dry;sludge moisture content，the condensate * 广东省节能减排重大专项 2008 A080800020 ; 广东省科技厅产学研 项目 2007 A090302077 。 0引言 印染废水处理过程中产生了较多的固态、 半固态 废弃物即印染污泥。印染污泥成分复杂， 含有印染过 程中所使用的染料、 浆料、 助剂等， 如处理不当， 对环 境污染较大［1］。印染废水产生量大， 处理废水过程 中产生的印染污泥量也很大， 一般1 000 t染整废水产 生约1. 5 t含水率 80 的污泥［2］。 目前， 对于印染污泥仍然采用传统的普通污泥处 置方式， 如土地利用、 焚烧、 卫生填埋等。污泥深度脱 水将是未来污泥处理的新趋势， 污泥干燥或半干燥为 后续的污泥处理处置及资源化利用提供了多种选 择［3］， 是污泥资源化利用的关键步骤［4］。而一般污 泥干燥过程中， 在除去污泥中水分的同时不可避免地 会使污泥中某些易挥发， 不稳定物质同时释放。如二 甲二硫、 氨等恶臭物质的释放易引起较大环境与社会 问题［5］。在印染污泥干燥过程中， 同样会释放出污 染物， 造成二次污染。对其污染物释放规律进行探 索， 可以为从源头上控制印染污泥干燥过程中污染物 的产生， 提供一定的参考。 1实验材料、 装置及方法 1. 1材料与制备 印染污泥取自广州市某针织印染制衣有限公司 污泥脱水间， 该厂印染废水处理工艺为厌氧生化→混 凝沉淀→好氧生化→沉淀出水。所投混凝剂为 WH 有机混凝剂、 PAC 和少量 PAM， 并投加少量 PAM 作 脱水剂。实验用污泥取压滤机刚压滤出的新鲜脱水 97 环境工程 2012 年 2 月第 30 卷第 1 期 印染污泥， 呈黑色， 有明显臭味和芳香气味。对实验 污泥的基本性质 进行测 定， 其 污 泥 湿 基 含 水 率 为 80. 1 ; 干基挥发性固体含量为 42. 9 ， 比一般城市 污水处理厂污泥中 60 ～ 80 的有机物含量低［6］; 灰分含量较高; 污泥密度为1. 048 g/cm3; pH 为 7. 24。 新鲜污泥采回后置于4 ℃ 冰箱内保存， 并在2 d 内进行相应实验研究。实验前将印染污泥均匀搅拌 混合， 为避免污泥几何形状对干燥过程造成的影响， 统一制成直径1 cm的泥球。 实验装置见图 1。 图 1干燥及冷凝液收集装置 1. 2实验方法 1. 2. 1干燥温度对挥发分的影响 称取污泥样， 每份污泥样 30 g， 分别调整电热套 温度至 100， 120， 140， 160， 180， 200 ℃ ， 恒定温度加热 干燥污泥 3 h， 使得全部污泥样品干燥至接近绝干， 并 将产生的挥发物进行水冷， 收集冷凝液; 分析测定各 个干燥 温 度 下 污 泥 干 燥 冷 凝 液 的 pH 值、 COD 和 NH3-N。 1. 2. 2干燥程度对挥发分的影响 称取污泥样， 每份污泥样 30 g， 调整电热套温度 至140 ℃ ， 恒定温度加热干燥污泥 60， 100， 120， 140， 160， 200 min， 并将产生的挥发物进行水冷， 收集冷凝 液; 分析测定各个干燥时间下污泥的湿基含水率和污 泥干燥冷凝液的 pH 值、 COD 及NH3-N。 1. 3分析测定方法 pH 值PHB- 3 便携式 pH 计; 污泥湿基含水率、 挥发性固体参考 CJ/T 2212005城市污水处理厂 污泥检验方法 重量法; COD、 NH3-N各自参考水和 废水监测分析方法 第四版 中化学需氧量的测 定重铬酸钾法 快速消解 和氨氮的测定纳氏试 剂分光光度法。 2实验结果及分析 2. 1干燥温度对污泥干燥冷凝液性质的影响 2. 1. 1pH 污泥干燥冷凝液 pH 随干燥温度的变化见图 2。 各个干燥温度下干燥污泥的冷凝液 pH 值均在 6. 5 ～ 8. 0 之间， 呈中性。污泥干燥过程会引起污泥中本身 含有的或分解产生的某些低分子有机酸如挥发性脂 肪酸的挥发， 而干燥过程还会有大量 NH3、 CO2的挥 发， 这些物质冷凝后溶于水， 形成了一个缓冲体系， 使 得 pH 值变化不大， 呈中性， 利于干燥冷凝水的后续 处理， 这与王兴润等［7］采用城市污泥作为干燥对象 的实验结果类似。 图 2印染污泥干燥冷凝液的 pH 随干燥 温度的变化规律 2. 1. 2COD 与 NH3-N 印染污泥干燥冷凝液 COD、 NH3-N 随干燥温度 变化的变化情况见图 3。图 3 显示 印染污泥干燥冷 凝液中 COD、 NH3-N均随着干燥温度的升高而升高， 200 ℃ 下干燥印染污泥的冷凝液 COD 和NH3-N分别 为317 mg/L和142 mg/L。干燥温度在 140 ～ 160 ℃ 区间时， 干燥冷凝液 COD、 NH3-N含量增幅较大， COD 从177 mg/L增加到262 mg/L， NH3-N从100 mg/L增加 到130 mg/L。污泥中某些有机物 碳水化合物及蛋 白质 在受热时不断热解， 蒸发， 如蛋白质依次水解 生成多肽、 小肽、 二肽、 氨基酸， 氨基酸进一步水解成 低分子有机酸、 氨和二氧化碳［8］。随着干燥温度上 升， 提供给水解、 脱羧等反应的能量增加， 热解反应逐 渐加 强， 分 解 产 物 增 多， 使 得 更 多 的 有 机 成 分 释 放［9- 10］。另外， 污泥中存在的某些有机物要达到相应 温度才挥发释放， 如苯系物、 苯胺类或脂类等物质。 这些物质的释放也导致干燥冷凝液的有机物含量随 温度升高而升高。印染污泥中本身存在的游离氨是 干燥冷凝液中 NH3-N 的重要来源。这些游离氨产生 于有机物的生化处理阶段。而没有在生化阶段降解 的有机物， 如存在于污泥中的脂肪酸铵盐、 蛋白质等 08 环境工程 2012 年 2 月第 30 卷第 1 期 在达到足够高的干燥温度时会发生分解产生 NH3。 某些 无 机 物如碳 酸氢 铵也 会 受热 产 生 NH3， 使 得 NH3-N浓度随着干燥温度升高而升高。 图 3印染污泥干燥冷凝液的 COD 与 NH3-N 随干燥温度的变化规律 2. 2干燥程度对污泥干燥冷凝液性质的影响 2. 2. 1pH 选定干燥温度 140 ℃ 干燥印染污泥， 随着干燥时 间的增加， 污泥含水率逐渐减少， 而污泥干燥冷凝液 的 pH 则变化范围不大， 如图 4 所示。污泥含水率从 65 到 30 的干燥过程中污泥干燥冷凝液偏弱碱 性， 这是由于污泥干燥过程中碱性物质如氨的挥发速 率比酸性物质如有机酸的挥发速度快。原因是污泥 本身含有的低分子酸性物质较少， 碱性物质较多， 低 分子酸性有机物的挥发需要经过高分子有机物的分 解。当干燥到污泥含水率为 20 时， 有机物分解较 多， 酸性物质挥发较多， 污泥干燥冷凝液偏酸性。进 一步干燥至含水率为 10 以下时， 由于蛋白质的分 解产生氨氮类物质， 与有机酸构成缓冲系统， 使得污 泥干燥冷凝液呈中性。 图 4印染污泥干燥冷凝液的 pH 随干燥程度的变化规律 2. 2. 2COD 与 NH3-N 在 140 ℃ 下干燥印染污泥， 随着污泥含水率的降 低， 干燥冷凝液的 COD、 NH3-N含量变化不大， 如图 5 所示。污泥含水率从 65 降低到 5 的过程中， 干燥 冷凝液的NH3-N含量从85 mg/L升高到105 mg/L。污 泥含水率从 65 降低到 30 的过程中干燥冷凝液的 COD 含量维持在 176 ～ 180 mg/L。在污泥含水率降 低到 30 至 5 时， 干燥冷凝液的 COD 含量升高到 187 ～ 190 mg/L。干燥程度逐渐加深， 污泥内部的蛋 白质逐渐分解， 氨氮类物质的挥发程度超过水分， 使 得干燥冷凝液的氨氮浓度逐渐增加。挥发的低分子 有机物是构成干燥冷凝液 COD 的主要成分， 随着干 燥的进行， 大分子有机物逐渐分解成小分子有机物并 挥发， 但总体而言， 其速度与水分挥发速度相当， 使得 干燥冷凝液 COD 的变化不大。干燥至污泥含水率在 30 以下时， 小分子有机物的挥发速率略高于水分， 使得干燥冷凝液 COD 略微升高。 图 5印染污泥干燥冷凝液的 COD、 NH3-N 随干燥过程的变化 3结论 1 在不同温度下加热干燥印染污泥， 在 3 h 内， pH 值在 6. 5 ～ 8. 0 之间， 呈中性， 利于冷凝液后续处 理; 干燥温度越高， 干燥冷凝液 COD 和NH3-N浓度越 高， 200 ℃ 下干燥污泥冷凝液 COD 和NH3-N分别为 317 mg/L 和 142 mg/L; 在 干 燥 温 度 由 140 ℃ 升 至 160 ℃ 时， 污泥干燥冷凝液 COD 和NH3-N升幅较大。 2 140 ℃ 下干燥印染污泥至不同含水率时， 干燥 冷凝液 pH 值、 COD 和NH3-N含量变化不大。污泥含 水率降低过程中， 干燥冷凝液先从偏碱性变化为偏酸 性， 含水率降低至 10 以下时， 干燥冷凝液呈中性。 干燥冷凝液的 COD 和NH3-N含量随污泥含水率的变 化与污泥中大分子有机物的分解有关， 均随着污泥含 18 环境工程 2012 年 2 月第 30 卷第 1 期 水率的降低而缓慢升高。污泥含水率从 65 降低到 5 时， 干燥冷凝液的 COD 含量从 176 mg/L 升高至 190 mg/L， NH3-N 含量从 85 mg/L 升高到105 mg/L。 3 干燥温度比干燥程度更能影响印染污泥干燥 过程中污染物的产生。对印染污泥干燥冷凝液的研 究基本涵盖了印染污泥干燥过程中所产生的污染物， 但某些低沸点物质如硫化氢会有逸出， 进一步研究需 对干燥过程中的挥发性污染物直接进行测定。 参考文献 ［1］Dos Santos A B，Cervantes F J，van Lier J B． Review paper on current technologiesfordecolourisationoftextilewastewater perspectivesforanaerobicbiotechnology ［J］．Bioresearches Technology，2007，98 12 2369- 2385． ［2］陈勇． 印染污泥处理技术分析［J］． 染整技术，2009，31 8 26- 28． ［3］王兴润，金宜英，聂永丰． 国内外污泥热干燥工艺的应用进展 及技术要点［J］． 中国给水排水，2007，23 8 5- 8． ［4］Gruter H，Matter M，Oehlmann K，et al． Drying of sewage sludge An important step in waste disposal［J］．Water Science and Technology，1990，22 12 57- 63． ［5］刘瓒． 污泥干燥处理中典型恶臭的释放特点［D］． 杭州浙江 大学，200724- 25． ［6］尹军，谭学军，任南琪． 污水污泥处理与处置［J］． 中国给水 排水，2003 8 15- 22． ［7］王兴润，金宜英，王志玉，等． 污水污泥间壁热干燥实验研究 ［J］． 环境科学，2007，28 2 407- 410． ［8］Shanaldeh A，Jomaa S． Production and transation of volatile fatty acids from sludge subjected to hydrothermal treatment［J］． Water Science and Technology，2001，44 10 129- 135． ［9］Vesilind P Aarne， Ramsey Thomas B． Effect of drying temperature on the fuel value of wastewater sludge［J］． Waste Management ＆ Research，1996，14 189- 196． ［ 10］Ferrasse J H，Chavez S，Arlabosse P，et al． Chemometrics as a tool for the analysis of evolved gas during the thermal treatment of sevage sludge using coupled TG-FTIR［J］． Thermochimica Acta， 2003，40 4 97- 108． 作者通信处黄黎明510006广州大学城华南理工大学 C14- 324 E- mailhuangliming87 163． com 2011 － 06 － 10 櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅 收稿 上接第 34 页 3结论与建议 1 厌氧 MBBR 在 HRT 为 12 h， 进水 ρ COD 为 300 mg/L， ρ 氨氮 为 15 mg/L， 50 的填料填充率， pH 7， 对 COD 去除率为 51. 2 ， 对氨氮去除率为 40. 8 ， 对 TN 去除率为 38. 1 。 2 利用污水厂的接种污泥以及采用好氧-厌氧两 阶段挂膜可以缩短厌氧工艺填料挂膜时间， 在挂膜初 期应该保持较低的曝气强度以利于填料表面的生物 膜生长， 生物膜生长有利于硝化细菌的生长。 3 在厌氧条件下， 虽然 MBBR 对氨氮的处理效 果一般， 但与其他工艺联用， 可提高出水水质。 参考文献 ［1］Bjom Rusten， Chandler H J， Steve D， et al． Biological pretreatment of a chemical plant wastewater in high-rate moving bed biofilm reactors［J］． Wat Sci Tech， 1999， 39 10 /11 257- 264． ［2］Chistensson，Magnus，Welander，et al． Treatment of municipal wastewater in a hybrid process using a new suspended carrier with large surface area［J］． Water Sci Tech， 2004， 49 11 /12 207- 214． ［3］Rusten B， Hellstrm B G， Hellstrm F， et al． Pilot and preliminary design of moving bed biofilm reactors nitrogen removal at the FREVAR wastewater treatment［J ］． Wat Sci Tech， 2000， 41 4 / 5 13- 20． ［4］Loulidou M X， Zouboulis A I．Comparison of two biological treatment processes using attached-growth biomass for sanitary landfill leachate treatment［J］． Envirnmental Pollution， 2001， 111 273- 281． ［5］徐斌， 夏四清， 胡晨燕， 等． MBBR 工艺预处理黄浦江微污染原 水［J］． 中国给水排水， 2004，20 8 5- 9． ［6］贾磊， 陈洪斌， 王建翔， 等． 低浓度污水条件下 MBBR 启动及处 理效果的中试［J］． 水处理技术， 2007， 33 7 57- 60． ［7］王学江， 夏四清， 陈玲， 等． DO 对 MBBR 同步硝化反硝化生物 脱氮影响研究［J］． 同济大学学报， 2006， 34 4 514- 518． ［8］Riemer M， Harremoes P． Multi-component diffusion in denitrifying biofilms［J］． Prog Wat Tech， 1978， 10 5 /6 149- 165． 作者通信处袁辉洲518055深圳市西丽湖深圳职业技术学院建 筑与环境工程学院 E- mailyuanhzh szpt． edu． cn 2011 － 04 － 12 收稿 28 环境工程 2012 年 2 月第 30 卷第 1 期