8,3。污泥消化，一般规定8,3,1。污泥消化的方式有厌氧消化和好氧消化两种 厌氧消化可以降低污泥中有机质含量,使污泥稳定。易于脱水，产生的污泥气可资源利用。因此污泥厌氧消化对提高污水厂能量自给率、碳减排意义重大，已成为国际上应用较为广泛的污泥减量化 稳定化和资源化方法。近年来。污泥厌氧消化技术研究和实践均取得了较大进展、高含固浓度厌氧消化,污泥和餐厨垃圾协同厌氧消化，热水解、水热,消化预处理工艺得到了应用、污泥气利用方式也有很大改进，污泥气脱硫、提纯技术得到应用 净化提纯后污泥气压缩罐装或直接并入天然气管网也有较多实践经验。但和发达国家相比.我国污泥厌氧消化的认识仍有待提高、采用污泥厌氧消化工艺的污水厂不到3，部分已经建成的污泥厌氧消化工程运行不良或处于停运状态.除污泥有机质含量低。含砂量高。碳氮比低等客观原因外、对污泥厌氧消化在回收能源、提高污水厂能量自给率 建设碳汇的污水厂等方面认识不足也是原因之一 污泥好氧消化系统由于工艺条件,污泥温度，随气温变化波动较大 冬季运行效果较差 能耗高等原因,采用较少，但好氧消化工艺仍具有有机物去除率较高,处理后污泥品质较好等优点，8。3.2 据有关文献介绍。污泥厌氧消化的挥发性固体分解率最高可达到80,对于充分搅拌。连续工作、运行良好的厌氧消化池，在有限消化时间，20d 30d、内，挥发性固体分解率可达到40 50.据调查资料。我国现有的厌氧和好氧消化池设计有机固体分解率在30、50.实际运行基本达到40,现行国家标准、城镇污水处理厂污染物排放标准、GB。18918,2002第4,3、1条提出的污泥稳定化控制指标为 采用厌氧消化时，有机物降解率。40。采用好氧消化时。有机物降解率.40、本标准将有机物降解的指标名称统一为挥发性固体降解率、并按照现行国家标准.城镇污水处理厂污染物排放标准 GB.18918的有关规定。将该值确定为40，污泥厌氧消化8，3、3。厌氧消化反应的理想碳氮比为10、20 我国污水厂初沉污泥的碳氮比为、9、40 10.35 1，剩余污泥的碳氮比为。4。60。5 04、1，混合污泥的碳氮比为。6。80，7。50，1.初沉污泥比较适合厌氧消化,混合污泥次之.故规定剩余污泥宜和初沉污泥合并进行厌氧消化处理。为改善厌氧发酵基质的碳氮比 提高污泥厌氧消化系统的效率。还可通过将污泥和餐厨垃圾等有机物按照一定比例混合后进行协同厌氧消化,协同厌氧消化的优势主要表现在、提高了系统的碳氮比 有利于厌氧消化系统的高效运行,同时降低了厌氧消化运行成本 餐厨垃圾和污泥协同互补。降低了氨氮和重金属离子等抑制物的浓度。缓冲能力得到提升，提高了厌氧消化系统的运行稳定性，污泥和餐厨垃圾混合协同厌氧消化在丹麦 瑞典等国家有广泛的应用且效果良好。在我国也有所应用。镇江市餐厨废弃物和生活污泥协同处理一期工程的设计规模为260t，d、包括140t，d含水率为85，的餐厨垃圾和120t、d含水率为80,的污泥 该工程采用高温热水解作为污泥的预处理。再和餐厨垃圾混合进行协同厌氧消化、消化池总容积为12800m3 厌氧消化温度为38。停留时间为25d、30d。进料含固率为8 运行产生的污泥气中甲烷含量达到63,左右 产气率平均为0,77m3,kgVS。去除.有机物降解率平均为51 8，8、3 4 原标准中考虑到高温厌氧消化能耗较高，一般情况下不经济。未列入高温消化 相对于中温消化,高温消化固体负荷率更高.挥发性固体降解率更高。消化后污泥具有更好的脱水特性，可产生包含较少病原体的生物固体 上述优点加上目前采用热水解 水热 等厌氧消化预处理技术，使得高温消化的技术经济优势较为明显,可根据具体项目进行技术经济比较确定,8，3，5。各级厌氧消化池的容积比和其运行控制方式以及后续污泥浓缩设施有关.应通过技术经济比较确定.对二级和二级以上的消化池,由于可以不搅拌，运行时常有污泥浮渣在表面结壳。影响上清液的排出 所以应采取防止浮渣结壳的措施,8。3。6。参照美国，德国和日本相关设计标准、采用消化时间和挥发性固体容积负荷两个参数确定厌氧消化池的有效容积、提出两个参数互相校核，保证消化池设计合理 运行可靠,8，3.7。中温厌氧消化池是目前我国采用较多的形式、表26是我国和美国厌氧消化系统的主要设计参数对比表 表27是日本厌氧消化系统设计和运行参数统计表。消化温度是厌氧消化设计和能量平衡的重要工艺参数,国外一些厌氧消化采用37、我国近年建设的污泥厌氧消化设施如大连夏家河污泥处理厂、天津津南污泥处理厂也采用37 因此。本条规定中温厌氧消化的温度由原来的33 35.调整为33 38,表28、是我国部分厌氧消化池的主要设计参数、8，3。8 相比于传统厌氧消化.高含固浓度厌氧消化的显著特点是进料含固率较高，一般为8、10.高含固浓度厌氧消化主要的优势包括所需反应器容积减小。保温能量需求降低等、我国已相继建成了大连夏家河 郑州马头岗，长沙黑糜峰 湖南长沙、浙江宁海县城北和湖南襄阳等多个高含固污泥厌氧消化处理设施。为我国高含固浓度厌氧消化的应用提供了实践基础.表29是我国部分高含固厌氧消化池的主要设计参数 8，3.9.高温热水解技术通过高温高压和泄压闪蒸过程,能够溶解颗粒污泥、水解胞外聚合物。使细胞破壁，提高污泥流动性和可生化性，从而提高水解反应效果，在加快消化反应进程的同时、提高污泥的降解程度和污泥气产量。和传统厌氧消化工艺相比.高温热水解厌氧消化技术的优势主要表现为,污泥流动性增强.可提高搅拌效率。减少污泥消化时间,减少消化池容积.提高可溶性COD含量,可提高污泥厌氧消化的有机物降解率。提高污泥气产率,在高温条件下杀死病原菌,8，3,10 和原规范相比、本条主要做了以下调整，1,将原污泥加热调整为温度保持，2.明确中温消化池的温度变化幅度为 2,这也是对污泥温度保持系统能力的要求、8、3 11,污泥厌氧消化池池形应具有工艺条件好，防止沉淀.没有死区、混合良好 易去除浮渣和泡沫等特点,卵形消化池在德国采用较多 我国也有卵形消化池，8。3、12，随着技术的进步 近年来新设计的污泥厌氧消化池大多采用污泥池外热交换方式加热。蒸汽直接加热污泥的方式已逐渐被淘汰。1.总耗热量应按最冷月平均日气温计算，包括原污泥加热量。厌氧消化池散热量、包括地上和地下部分 投配和循环管道散热量等，2 加热设备应考虑备用或留有富余能力,3，为控制散热、污泥投配和循环管道的所有户内。户外管道均应采取保温措施。8,3,13 厌氧消化污泥和污泥气对混凝土或钢结构存在较大的腐蚀.池内壁应进行防腐处理.8.3 14,厌氧消化池的搅拌是厌氧消化系统成败的重要环节，搅拌方式的选择和污泥浓度、黏滞系数.池容和池形等因素有关、如搅拌系统选择不当,会导致污泥沉积。温度不均和消化效率降低等问题。机械搅拌和污泥气搅拌是目前厌氧消化池的主要搅拌方式.池外泵循环搅拌适用于小型厌氧消化池。间歇搅拌时，规定每次搅拌的时间不宜大于循环周期的一半，按每日3次考虑、相当于每次搅拌的时间4h以下。主要是考虑设备配置和操作的合理性 如果规定时间太短、设备投资增加太多。如果规定时间太长.接近循环周期时，间歇搅拌就失去了意义、8，3,15,本条为强制性条文 必须严格执行、污泥厌氧消化系统在运行时，厌氧消化池和污泥气贮罐是用管道连通的.所以厌氧消化池的工作内压一般和污泥气贮罐的工作压力相同 现行国家标准 给水排水构筑物工程施工及验收规范.GB.50141规定,在气密性试验压力为池体工作压力的1 5倍时,24h的气压降不超过试验压力的20。则应判定气密性试验合格 因此、本标准规定气密性试验压力不应小于污泥气工作压力的1、5倍.为防止超压或负压造成的破坏.厌氧消化池和污泥气贮罐设计时应采取相应的措施、如设超压或负压检测。报警和释放装置。放空 排泥和排水阀应采用双阀等,规定防止超压或负压的操作程序。8.3,16。本条为强制性条文。必须严格执行.厌氧消化池溢流或表面排渣管排渣时,均有可能发生污泥气外泄。放在室内、指经常有人活动或值守的房间或设备间内，不包括户外专用于排渣 溢流的井室，可能发生爆炸 危及人身安全、水封的作用是减少污泥气泄漏，并避免空气进入厌氧消化池影响消化条件，为防止污泥气管道着火而引起厌氧消化池爆炸。规定厌氧消化池的出气管上必须设置回火防止器。8,3.17。为便于管理和减少通风装置的数量.相关设备宜集中布置.室内应设通风设施 电气设备引发火灾或爆炸的危险性较大,如全部采用防爆型则投资较高 因此规定电气集中控制室不应和存在污泥气泄漏可能的设施合建.8 3、18,本条为强制性条文,必须严格执行、贮存或使用污泥气的贮罐,压缩机房 阀门控制间和管道层等场所.均存在污泥气泄漏的可能 规定这些场所的电机.仪表和照明等电器设备均应符合防爆要求.若处于室内时、应设通风设施和CH4 H2S泄漏浓度监测和报警装置.8 3,19.污泥气贮罐的容积原则上应根据产气量和用气情况经计算确定。实际设计可按6h.10h的平均产气量采用 污泥气对钢或混凝土结构存在较大的腐蚀 为延长使用年限,贮罐应采取防腐措施。8，3 20。本条为强制性条文，必须严格执行、污泥气中的甲烷是一种温室气体、根据联合国政府间气候变化专门委员会 IPCC,2006年出版的。国家温室气体调查指南。其温室效应是CO2的21倍,为防止大气污染和火灾,污泥气不得直接向大气排放，多余的污泥气必须燃烧消耗.由于外燃式燃烧器明火外露。在遇大风时易形成火苗或火星飞落。可能导致火灾。故规定燃烧器应采用内燃式 为防止用气设备回火或输气管道着火而引起污泥气贮罐爆炸。规定污泥气贮罐的出气管上必须设回火防止器.8 3.21.污泥气净化处理中,除湿和过滤处理指采用过滤器和沉淀物捕集器去除污泥气中的水分和沉淀物 应根据污泥气含硫量和用气设备的要求设置脱硫装置，脱硫装置应设在污泥气进入污泥气柜之前，脱硫作用是降低H2S含量 减少污泥气对后续管道和设备的腐蚀、延长设备的使用寿命.同时减小污泥气燃烧产生的烟气对大气的污染,污泥气纯化过程为经过初步除湿.过滤和脱硫后的气体 在特定反应条件下.全部或部分除去二氧化碳、氨。氮氧化物和硅氧烧等多种杂质.可使气体中甲烷含量达到95、以上。8 3 22，污泥气约含60，的甲烷，其热值一般可达到21000kJ m3.25000kJ.m3，是一种可利用的生物质能。污泥气可用于污泥气锅炉的燃料 消化池加温。发电和驱动鼓风机等,能节约污水厂的能耗、经过纯化的污泥气.还可以液化罐装或并入城镇燃气管网综合利用，在世界能源紧缺的今天、综合利用污泥气显得越发重要，污泥好氧消化8,3，24，好氧消化池的设计经验相对较缺乏。故规定好氧消化池的总有效容积宜根据试验资料和技术经济比较确定 据国内外文献资料介绍，污泥好氧消化时间为、剩余污泥10d。15d，混合污泥15d。20d 个别资料推荐15d 25d,污泥好氧消化的挥发性固体容积负荷一般为0、38kgVSS，m3、d，2.24kgVSS，m3。d。根据测算。在10d，20d的消化时间内、当处理重力浓缩后的原污泥,含水率在96.98、时。相应的挥发性固体容积负荷为0,7kgVSS m3。d,2 8kgVSS、m3，d，当处理经机械浓缩后的原污泥、含水率在94.96 时 相应的挥发性固体容积负荷为1.4kgVSS,m3，d，4.2kgVSS.m3。d。因此本标准推荐 好氧消化时间宜采用10d。20d。重力浓缩后的原污泥 其挥发性固体容积负荷宜采用0 7kgVSS.m3。d 2,8kgVSS.m3。d。机械浓缩后的高浓度原污泥.其挥发性固体容积负荷不宜大于4.2kgVSS。m3.d 以一定的原污泥干固体量、100kg,d，挥发性干固体比例。70,为例 不同原污泥含水率和好氧消化时间对应的污泥好氧消化池的挥发性固体容积负荷测算见表30、8、3，25.好氧消化过程为放热反应,随着固体容积负荷的提高、池内温度也随之上升 但如果外部气温较低。则会降低反应温度，达不到处理效果，因此宜采取保温，加热措施和适当延长消化时间，8、3.26。好氧消化池中溶解氧的浓度是一个十分重要的运行控制参数,溶解氧浓度2mg，L是维持活性污泥中细菌内源呼吸反应的最低需求.也是通常衡量活性污泥处于好氧.缺氧状态的界限参数。好氧消化应保持污泥始终处于好氧状态下,即应保持好氧消化池中溶解氧浓度不小于2mg，L.8，3,27 好氧消化池采用鼓风曝气时 应同时满足细胞自身氧化需气量和搅拌混合需气量，宜根据试验资料或类似工程经验确定、根据工程经验和文献记载，一般情况下、剩余污泥的细胞自身氧化需气量为0,015m3、空气，m3.池容。min，0 02m3,空气,m3,池容，min、搅拌混合需气量为0、02m3,空气。m3.池容 min、0、04m3、空气 m3.池容、min、初沉污泥或混合污泥的细胞自身氧化需气量为0，025m3,空气,m3.池容。min、0.03m3，空气,m3、池容，min.搅拌混合需气量为0，04m3 空气 m3.池容，min，0，06m3。空气、m3.池容、min。可见污泥好氧消化采用鼓风曝气时 搅拌混合需气量大于细胞自身氧化需气量。因此以混合搅拌需气量作为好氧消化池供气量设计控制参数,微孔曝气器的空气洁净度要求高、易堵塞,气压损失较大、维护管理工作量较大 混合搅拌作用较弱，因此好氧消化池宜采用中气泡空气扩散装置 如穿孔管.中气泡曝气盘等。8,3，28，当采用鼓风曝气时 应根据鼓风机的输出风压。管路和曝气器的阻力损失确定好氧消化池的有效深度，一般鼓风机的出口风压为55kPa,65kPa、有效深度宜采用5,0m、6.0m。采用鼓风曝气时 易形成较高的泡沫层、所以好氧消化池的超高不宜小于1,0m。8.3。29，好氧消化易产生大量气泡和浮渣,间歇运行的好氧消化池一般不设泥水分离装置、在停止曝气期间利用静置沉淀实现泥水分离。因此消化池本身应设有排出上清液的措施 如各种可调或浮动堰式的排水装置.连续运行的好氧消化池一般其后设有泥水分离装置 正常运行时、消化池本身不具备泥水分离功能 可不使用上清液排出装置。但考虑检修等其他因素。宜设排出上清液的措施、如各种分层放水装置