我國重點流域典型污水廠污泥處理處置方式調研與分析
摘要：調研了我國重點流域11座城市106座典型污水廠的污泥處理方式、處置途徑和技術路線。結果表明，我國重點流域污泥處置方式主要包括填埋、焚燒、建材利用和土地利用。填埋所占比例為53.79%，主要與城市生活垃圾進行混合填埋；焚燒所占比例為18.31%，以電廠協同焚燒為主，單獨焚燒所占比例較低；建材利用所占比例為16.08%，主要方式為制水泥和制磚；土地利用所占比例為11.01%，處置方式主要為園林綠化和土地改良。此外，基于調研探討了我國污泥處理處置發展方向。 水凈化www.aa-cctv.com
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隨著我國污水處理設施建設的快速發展，污泥產生量日益增加，我國城鎮污泥產量已達到4300×104t/a（以含水率80％計），污泥處理處置所面臨的問題越來越嚴峻。 科曼環保www.aa-cctv.com
污泥處理處置現狀調研分析是污泥規劃的基礎，為此對我國重點流域具有代表性的城鎮污水處理廠的污泥處理方式、處置途徑、技術路線進行調研，全面分析污泥脫水、厭氧消化、好氧發酵、干化焚燒等污泥處理技術的應用現狀和存在問題，對填埋、土地利用、建材利用等污泥處置方式在國內外的應用情況進行比較，并探討我國污泥處理處置的發展方向。 科曼環保www.aa-cctv.com
01 研究方法 科曼環保www.aa-cctv.com
調研時間跨度為2012年1月—2014年12月，調研范圍覆蓋太湖、巢湖、海河、遼河、滇池和三峽庫區及上游等6大流域，包括上海、常州、嘉興、太倉、無錫、合肥、天津、唐山、赤峰、昆明、重慶等11座城市的106座城鎮污水廠（見表1），總設計污水處理能力為1519×104m3/d，實際污水處理能力1 264×104m3/d，污泥年產生量為313×104t（污泥含水率80%），污水處理能力和污泥產量均達到全國總量的10%。污泥產量、污泥含水率等數據來自所調研污水廠的運行日報表，污泥處理設施運行工藝參數、處理成本等來自運行報表或者設計文件。 工業凈化www.aa-cctv.com
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02 污泥處理現狀分析 工業凈化www.aa-cctv.com
2.1 污泥脫水
2.1.1 應用現狀
在調研范圍內，污泥脫水方式主要包括帶式壓濾、離心和板框壓濾脫水。
① 帶式壓濾脫水與離心脫水
60%的污水廠污泥采用帶式壓濾脫水，32%的污水廠采用離心脫水。然而，采用帶式壓濾脫水的污泥量僅占總污泥量的32%，而離心脫水的污泥量所占比例高達61%，這是由于離心脫水在中大型污水廠中應用較多的緣故。采用離心脫水的污水廠平均污水處理規模為31.75×104m3/d，平均污泥產量為36.08tDS/d，而采用帶式壓濾脫水的污水廠平均規模僅為7.37×104m3/d，平均污泥產量為7.21tDS/d。所有污水廠污泥帶式壓濾和離心脫水均采用陽離子PAM作為絮凝劑，帶式壓濾脫水平均藥劑投加量為4.37kg/tDS，脫水污泥含水率為73.06%～82.50%；離心脫水平均藥劑投加量為5.42kg/tDS，脫水污泥含水率為68.50%～79.30%，離心脫水藥劑投加量高于帶式壓濾脫水，而脫水污泥含水率更低。
② 板框壓濾深度脫水
約8%的污水廠采用板框壓濾深度脫水，調理方式主要為化學調理，藥劑包括PAM、鈣鹽（氫氧化鈣/氧化鈣）、鐵鹽（三氯化鐵/聚合硫酸鐵）、鋁鹽（三氯化鋁、聚合氯化鋁），不同工程藥劑投加比例相差較大，即使同一工程不同季節藥劑投加比例也會有顯著的波動，其原因可能有兩方面：a.冬春季節污泥有機物含量較高，脫水困難；b.冬春季節氣溫較低，不利于絮凝劑發揮作用。
調研發現，污泥板框壓濾脫水泥餅含水率一般可降至60%以下，處置方式包括填埋、電廠協同焚燒和水泥窯協同處置等。污泥深度脫水設施工程投資約8～10萬元/（t·d-1）（以80%含水率污泥計，下同），處理成本約80～120 元/t，其中藥劑成本約20～30 元/t。
2.1.2 存在問題
近年來污泥板框壓濾深度脫水技術在我國得到了越來越多的應用，調理藥劑主要為氧化鈣、三氯化鐵、聚合氯化鋁等，藥劑投加量占污泥干質量的30%～50%，一方面導致脫水泥餅干質量大幅增加，減量化效果有限；另一方面顯著改變了污泥的pH、鹽分、電導率等理化指標，不利于資源化利用。此外，添加石灰調理后污泥呈強堿性，調理和壓濾環節氨氣等臭氣組分極易散逸，脫水車間除臭問題亟需重視。
2.2 厭氧消化
2.2.1 應用現狀
我國自“九五”期間開始推廣污泥厭氧消化技術，在“十一五”和“十二五”期間陸續頒布了多項政策和指南，鼓勵城鎮污水廠采用厭氧消化工藝進行污泥穩定化。目前，國內已建成污泥厭氧消化工程70余項。在本次調研的重點流域城市中，上海、天津、重慶、昆明等地均建有污泥厭氧消化設施，污泥總處理能力達262.5tDS/d，占重點流域城市污泥總量的11.66%。
對我國部分典型污泥厭氧消化工程的工藝參數進行了總結分析，具體結果如表2所示。表2中的數據主要來自設計文件、參考文獻和運行資料等，各工程均采用中溫厭氧消化工藝，消化溫度為33～42℃。
鎮江和襄陽工程采用了高溫熱水解預處理，鎮江和大連工程中污泥與餐廚垃圾協同厭氧消化。單位體積池容沼氣產率與物料含固率、有機物含量、停留時間等因素有關。上海、青島、鄭州厭氧消化工程污泥含固率均不超過5%，單位體積池容沼氣產率為0.45～0.59m3/（m3·d）；昆明、鎮江、大連、襄陽工程采用高含固厭氧消化，沼氣產率為0.80～1.78m3/（m3·d）。襄陽污泥有機物含量僅40%～60%，沼氣產率也明顯低于同樣采用基于熱水解的厭氧消化工藝的鎮江污泥工程，后者污泥與餐廚垃圾協同厭氧消化，單位體積池容沼氣產率高達1.78m3/（m3·d）。大部分工程沼氣凈化采用干式脫硫，或者干式、生物、濕式脫硫組合工藝，凈化后沼氣主要用于消化池加熱、污泥干化、發電以及提純壓縮天然氣對外出售。
2.2.2 存在問題
① 污泥有機物含量低、砂含量高，制約系統高效穩定運行。由于雨污合流、基建施工等問題，大量泥砂排入污水管網，而我國污水廠的沉砂池除砂效果普遍欠佳，導致污泥有機物含量低、砂含量高。國外污泥有機物含量約為60%～70%，而我國僅為30%～60%，一方面導致厭氧消化沼氣產率偏低，經濟效益差；另一方面大量砂在消化池內沉積、板結，不僅降低有效池容，影響設施穩定運行，還會加劇設備磨損。
② 污泥資源化利用出路缺乏，制約厭氧消化綜合效益。一方面，部分污泥厭氧消化后仍然無法滿足土地利用等泥質標準要求，存在病原菌超標、散發臭味、有機酸燒苗、易結塊等問題。另一方面，由于缺乏穩定的資源化消納途徑和消納容量，大部分污泥厭氧消化后仍然采用填埋方式處置，制約了厭氧消化綜合效益的發揮。
2.3 好氧發酵
2.3.1 應用現狀
好氧發酵為我國污泥處理污染防治最佳可行技術之一。調研范圍中，好氧發酵處理污泥量為188.87tDS/d，占重點流域污泥總量的比例為8.39%。約88.19%的發酵產物進行土地利用（園林綠化、土地改良等），剩余的11.81%填埋處置。
對我國部分典型污泥好氧發酵工藝概況進行了調研分析，結果見表3。表3中各好氧發酵工程進泥均為脫水污泥，含水率為74%～85%，有機物含量為30%～65%，重金屬指標基本符合泥質標準要求。常用輔料包括稻殼、秸稈、鋸末（木屑）、木塊、花生殼、稻草等，輔料添加質量占污泥質量的0～20%。返混料一般為陳化后的發酵產物，也有部分工程發酵產物未經陳化直接返混，或添加菌種而無需返混。
污泥好氧發酵設備包括配料設備、供氧設備、除臭設備等。大部分工程設置有單獨的配料機、投料機、布料機等，也有部分工程以鏟車替代。供氧設備包括翻拋機、鏟車等，以及羅茨風機、離心風機等強制通風或強制抽風設備。大多數工程設有除臭設施，以生物濾池應用最多。此外，還有噴淋除臭、離子除臭等方式。部分工程設有造粒機后處理設備。
以國內8座污泥貯存、物料混合、強制通風曝氣、除臭等環節齊全的好氧發酵工程為對象，對其建設與運行成本以及占地面積進行分析。好氧發酵工程規模為120～1000t/d，單位工程總投資為21～36萬元/（t·d-1），運行成本為79～200元/t，包括輔料費、電費、人工費、設備維修費等，其中輔料費占運行成本的比例約為50%，輔料費、電費、人工費之和占運行成本的比例約為80%～90%。劉洪濤等進行敏感性分析發現，輔料成本對運行成本的影響最大，其次是電費和人工費用。因此，合理控制輔料種類和用量、優化曝氣和除臭模式、提高設備自動化水平對降低運行成本具有重要意義。
2.3.2 存在問題
目前我國已建成的污泥好氧發酵工程，系統完善程度參差不齊，運行管理水平差異較大。部分工程臭氣收集處理環節缺失，或者運行維護較為粗放，極易產生二次污染，且穩定化效果難以保障，亟需提高好氧發酵系統完善程度、設備自動化程度和管理精細化程度。
此外，調研發現部分污泥好氧發酵過程中輔料添加質量為污泥質量的20%左右，輔料體積為污泥體積的100%。大量的輔料添加不僅增加了運行費用，還導致發酵產物體積大幅升高，增加了后續處置成本。
再者，部分污泥好氧發酵后，由于缺乏穩定的土地利用消納途徑和消納容量，長期堆置或者填埋處置，影響了好氧發酵的環境和經濟效益。
2.4 干化焚燒
2.4.1 應用現狀
我國現有政策鼓勵經濟較為發達的大中城市采用污泥焚燒工藝。調研范圍內，采用焚燒方式處置的污泥量達到412.01tDS/d，占重點流域污泥總量的18.31%。污泥焚燒方式主要包括單獨焚燒、電廠協同焚燒和垃圾協同焚燒，其中電廠協同焚燒處理污泥量所占比例最高，其次是污泥單獨焚燒。
污泥單獨焚燒工程通常由干化系統、焚燒系統、煙氣凈化系統和公用設備四部分組成，干化機包括流化床干化機、圓盤干化機、薄層干化機、槳葉干化機、帶式干化機等，焚燒爐常用流化床。例如，某污泥干化焚燒工程設計處理規模為64tDS/d，干化系統采用流化床干化機，熱量來自焚燒系統，干化后污泥含水率<10%；焚燒系統采用熱載體流化床焚燒爐，爐溫在850℃以上，需要補充少量燃煤；煙氣凈化系統由半干法噴淋塔和布袋除塵裝置兩部分組成，主要進行酸性氣體的脫除和顆粒物的捕集。
污泥電廠協同焚燒無需另建焚燒爐，且干化所需熱量可以利用原爐低品位、廉價余熱，以降低工程投資和處理成本。例如，某污泥資源化利用項目設計處理規模為410tDS/d，污泥來自市政、印染、紡織、化纖、皮革等行業近300家企業，進廠污泥含水率70%～80%，采用超圓盤干化機，出泥含水率35%～42%；干化污泥與煤混合，進入循環流化床焚燒；干化機尾氣進行冷凝，冷凝廢水處理達標后排放，未凝結氣體由風機送入焚燒爐處理。
2.4.2 存在問題
由于我國污泥含砂量高，干化焚燒過程中普遍存在設備磨損問題。例如，某污水廠污泥含砂量達到22.4%，而歐洲僅為6%～8%。污泥對流化床干化機中管式熱交換器、螺旋分離器以及給料分配器的內壁磨損嚴重。運行統計發現，設備磨損原因所導致的停車檢修次數占停車總次數的50%左右，而流化床干化機換熱器內的導熱油盤管因磨損漏油造成的停車又是檢修的重點和難點，嚴重影響系統的穩定運行。
此外，我國大部分污泥焚燒方式為電廠協同焚燒，煙氣污染控制問題亟需重視。電廠煙氣處理主要側重于除塵和脫硫脫硝，并不完全適用于污泥焚燒煙氣污染控制。摻燒污泥后，煙氣含水率升高，煙氣量顯著增加，導致煙氣在高溫段的停留時間縮短，影響二噁英等污染物的控制效果；此外，污泥與燃煤的著火溫度和燃盡時間迥異，且污泥粒徑小，高氣體流速條件下部分未燃盡污泥顆粒（包括未降解污染物）更易離開高溫區；再者，燃煤煙氣量是污泥產生煙氣量的2~3倍，污泥焚燒所產生的污染物存在稀釋排放的隱患。
03 污泥處置現狀分析
調研范圍內污泥主要處置方式包括：土地利用、填埋、建材利用和焚燒，不同方式處置污泥量所占比例如圖1所示。填埋仍然是我國重點流域最主要的污泥處置方式，所占比例高達53.79%，焚燒和建材利用所占比例分別為18.31%和16.08%，土地利用所占比例僅為11.01%。值得注意的是，部分污泥處置方式雖然歸為填埋和土地利用，但存在隨意、無序處置現象，伴隨產生二次污染風險。
我國與國外發達國家污泥處置方式對比情況如圖2所示。
在填埋方面，我國重點流域污泥填埋比例仍然遠高于國外發達國家。德國禁止對有機物含量>3%的材料進行填埋，填埋對象主要是焚燒灰渣；日本填埋對象主要為焚燒灰渣或者高溫熔化后的惰性熔渣。而我國污泥主要在生活垃圾填埋場進行混合填埋，填埋前通常僅進行脫水處理，污泥含水率和有機物含量均較高，滲濾液和填埋氣產量大，占地面積大，且存在環境和安全隱患。
在土地利用方面，我國污泥土地利用比例僅為11.01%，而澳大利亞、美國、德國、英國等國家污泥土地利用比例均超過50%。我國重點流域污泥土地利用比例偏低，原因可能有兩方面：①我國污泥中重金屬等污染物含量整體高于國外發達國家，政府監管部門和社會公眾對污泥土地利用的環境健康風險存在較多顧慮；②我國尚未建立與污泥土地利用相關的實施、監管、監測指導細則，污泥土地利用缺乏可操作性。
在焚燒方面，我國污泥焚燒方式主要為電廠協同焚燒，單獨焚燒所占比例較小，而德國和日本均以單獨焚燒為主，其中德國單獨焚燒比例達到59%。目前我國尚無污泥混燒、摻燒方面的法律法規或標準規范，污泥電廠協同焚燒缺乏科學的監管和規范。火電廠對煙氣中污染物的監測和處理主要側重于二氧化硫、氮氧化物、煙塵濃度等，缺乏針對污泥煙氣污染物特點的控制措施，且由于污泥摻燒比例相對較小，存在污染物稀釋排放的潛在環境隱患。
在建材利用方面，我國重點流域污泥建材利用方式主要為水泥窯協同處置和制磚，少部分用于燒制陶粒。國外發達國家污泥建材利用的對象主要是焚燒灰渣，例如2005年日本70%的污泥進行焚燒，64%的灰渣經再生處理后作為建筑材料。而我國大部分污泥建材利用前僅進行機械脫水，污泥含水率和有機物含量高，且含有堿金屬氧化物（Na2O、K2O等），直接用于制磚或者制陶粒，不僅影響建材質量，還存在二次污染風險。
04 污泥處理處置技術路線分析
調研范圍內重點流域城市污泥處理處置技術路線概況見表4。
基于填埋處置方式的技術路線主要有厭氧消化+干化+填埋、厭氧消化+深度脫水+填埋、好氧發酵+填埋、石灰穩定+填埋、脫水/深度脫水+填埋等。大部分污泥填埋前僅進行了帶式脫水、離心脫水或者板框壓濾深度脫水處理；部分城市建設有厭氧消化、好氧發酵等設施，但由于污泥穩定化程度達不到土地利用標準，或者由于土地利用出路受阻，污泥仍然進行填埋。
基于焚燒處置方式的技術路線主要有熱干化+單獨焚燒、熱干化+垃圾協同焚燒、脫水/深度脫水+熱干化/太陽能干化+電廠協同焚燒、脫水/深度脫水+電廠協同焚燒等。大部分污泥焚燒前采用了熱干化或太陽能干化處理，以提高入爐污泥熱值；部分污泥采用板框壓濾深度脫水處理，將污泥含水率降至60%左右；少部分將帶式壓濾或離心脫水后含水率80%左右的污泥直接入爐摻燒。
表4 2014年重點流域污泥處理處置技術路線概況
基于建材利用的技術路線主要有脫水+干化+水泥窯協同處置、脫水/深度脫水+水泥窯協同處置、脫水/深度脫水+制磚/制陶粒等，建材利用處置污泥所占比例為16.08%，主要采用水泥窯協同處置、制磚、制陶粒，利用前主要處理方式為機械脫水或者干化。
基于土地利用的技術路線主要有好氧發酵+土地利用、厭氧消化+脫水+土地利用、生物瀝浸+深度脫水+土地利用、自然干化+土地利用、脫水+土地利用等，大部分污泥土地利用前進行好氧發酵或者厭氧消化穩定化處理，部分污泥深度脫水或者自然干化后進行土地利用，少部分污泥脫水后直接土地利用。
05 污泥處理處置發展趨勢展望
近年來，隨著我國產業結構調整和環境治理力度的加強，污水處理廠進水中的工業廢水比例逐漸減小，污泥中重金屬含量日益降低，而有機物則呈現逐漸增加趨勢。據調查，2003年我國城市污泥有機物含量平均值為38.4%，2008年污泥有機物含量增加至41.1%，而2014年本次調查范圍內污泥有機物含量平均值進一步提高至50.4%，污泥熱值也相應增加。污泥處理在以往項目運行經驗的基礎上，更注重處置與處理的有機銜接，更注重減量化與無害化，污泥焚燒比例逐漸增加，而填埋比例顯著降低。
郝曉地等基于能量衡算以及投資與運行成本匡算，認為污泥干化焚燒乃污泥處理/處置終極方式，且能使灰分磷回收變得更加有效。近年來污泥干化焚燒技術路線在國內也得到了日益廣泛的工程應用。例如，上海白龍港污泥干化焚燒工程設計處理規模為486 tDS/d，采用“脫水+干化+單獨焚燒”的處理工藝，利用余熱鍋爐回收污泥焚燒的熱量，產生的蒸汽用于污泥干化，煙氣處理采用SNCR（爐內）/靜電除塵/干式反應器/活性炭噴射/布袋除塵/濕式脫酸/煙氣再熱/物理吸附工藝，之后通過煙囪排入大氣；上海石洞口污水處理廠污泥處理二期工程采用離心脫水+干化+單獨焚燒的工藝技術路線，設置有2條污泥干化線及3條焚燒線，著力實現片區污泥全量、穩定、高效的處理處置。
06 討論
基于調研，對我國污泥處理處置發展方向提出如下建議：
① 源頭與末端控制并重，建立泥質數據庫
結合排污許可、污水排入城市下水道水質標準等管理制度，加強對城鎮污水廠進水中重金屬和其他有毒有害物質的監管和控制，從源頭減少污泥中污染物含量。同時，強化對城鎮排水管網泥砂的控制，通過管理手段或者工程措施降低污泥含砂量。此外，對污泥中有機質含量、含砂量、熱值、重金屬等指標進行長期監測，建立泥質數據庫，為污泥的科學處理處置提供技術支撐。
② 問題與質量導向并舉，堅持綠色循環低碳
以解決城市污泥處理處置現有問題、滿足污泥處理處置迫切需求為基本要求，以提高污泥“減量化、穩定化、無害化、資源化”水平，滿足環境保護和環境質量改善需求為長遠目標，在充分考慮城市特點、污泥產量、泥質特性的基礎上，積極采用新工藝、新技術、新材料和新設備，提高污泥處理工程的技術水平和先進性，減少污泥處理過程中化學藥劑消耗、溫室氣體排放以及環境二次污染，并充分利用污泥中的生物質能源和營養物。
③ 處理與處置充分銜接，加強精細化管理
結合城市總體規劃以及產業布局、園林綠化、環境保護專業規劃，因城施策，因地制宜，合理選擇污泥處置出路和消納方式，科學確定污泥處理處置技術路線，實現污泥處理與處置的充分銜接。此外，秉持精細化管理的理念，注重運行管理經驗的積累，注重污泥處理處置設施運行數據的總結，并根據不同季節污泥性質及泥量變化，調整運行方式和參數，最大限度地發揮污泥處理處置設施的處理能力，降低污泥處理處置過程的能耗和藥耗。
07 結論
① 我國重點流域污泥處置方式主要包括填埋、焚燒、建材利用和土地利用。填埋所占比例為53.79%，主要與生活垃圾混合填埋；焚燒所占比例為18.31%，以電廠協同焚燒為主，單獨焚燒所占比例較低；建材利用所占比例為16.08%，主要方式為制水泥和制磚；土地利用所占比例為11.01%，處置方式主要為園林綠化和土地改良。
② 基于調研，對我國污泥處理處置發展提出如下建議：源頭與末端控制并重，建立泥質數據庫；問題與質量導向并舉，堅持綠色循環低碳；處理與處置充分銜接，加強精細化管理。
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