本發(fā)明屬于固體廢物處理及資源化技術(shù)領(lǐng)域，涉及一種利用堿渣強化污泥厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸的方法。

背景技術(shù)：

近年來，我國污水廠的建設(shè)數(shù)量大幅增加，剩余污泥產(chǎn)生量越來越多，如何實現(xiàn)剩余污泥的減量化、穩(wěn)定化、無害化和資源化是污水處理行業(yè)所面臨的重大問題。剩余污泥是由多種微生物形成的菌膠團與其吸附的有機物和無機物組成的集合體，含有大量微生物和蛋白質(zhì)、多糖等有機物，其有機質(zhì)含量是城市污水的10倍，且生物易降解的有機組分含量占有機總固體含量的59-88％。因此，剩余污泥中的大量有機物可作為微生物的營養(yǎng)源，具有資源化利用潛力。

厭氧消化技術(shù)是一種綠色的處置方式，能有效地將污水處理廠的剩余污泥變廢為寶。污泥厭氧消化是一個多階段的復(fù)雜過程，主要分為三個階段，即水解酸化階段、產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸階段及產(chǎn)甲烷階段，其中水解階段被認為是厭氧消化過程的限速步驟。污泥的堿性發(fā)酵可以提高污泥厭氧消化過程水解反應(yīng)速率，一方面破壞了污泥細胞膜的結(jié)構(gòu)，使大分子有機物釋放到環(huán)境中，另一方面抑制了產(chǎn)甲烷過程。然而，堿性發(fā)酵雖能有效提高厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸量，但存在污泥處理成本較高等問題。

堿渣是在氨堿法制堿過程中，廢液經(jīng)壓濾后產(chǎn)生的廢渣。我國純堿生產(chǎn)發(fā)展迅速，年生產(chǎn)能力在800萬t以上，其中氨堿法純堿生產(chǎn)能力為450萬t左右。堿渣是一種無毒、含鈣的堿性物質(zhì)，堿渣的任意堆放會侵占大量的土地和海域，使土地鹽堿化，堵塞河道危及航道，還會對大氣、地下水環(huán)境等造成嚴重影響。對于堿渣污染的治理，一直被稱為世界性難題，同時，也成為制約世界上純堿工業(yè)發(fā)展的一大難題。

文獻1(Shu ting Zhang et al.Bioresource Technology,2015,185,171-177)研究表明了堿性(NaOH)預(yù)處理能有效地促進剩余污泥厭氧發(fā)酵的水解過程，同時能大大提高產(chǎn)氣量，然而，NaOH和熱處理后的發(fā)酵污泥絮體較紊亂，消化后污泥脫水性能較差，增加了剩余污泥的后續(xù)處理成本。

文獻2(Wei Fang et al.Bioresource Technology,2014,168,167-172)采用了聯(lián)合堿和高壓對剩余污泥進行預(yù)處理，結(jié)果表明，在聯(lián)合使用堿和高壓條件下，剩余污泥厭氧發(fā)酵過程發(fā)酵液中的可溶性COD含量增加73.5％，總COD增加61.3％，其缺點是高壓條件對設(shè)備要求高，能耗大，預(yù)處理成本較高，存在局限性。

技術(shù)實現(xiàn)要素：

本發(fā)明針對污泥厭氧消化過程水解酸化階段較困難，堿試劑預(yù)處理污泥成本較高等問題，提出了一種利用堿渣強化剩余污泥厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸的方法，以達到以廢治廢的目的。

本發(fā)明的技術(shù)方案如下：

一種利用堿渣強化剩余污泥厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸的方法，包括以下步驟：

步驟1，堿渣預(yù)處理：將堿渣破碎后清洗，烘干，研磨，過篩，將得到的堿渣粉末在400-1000℃下焙燒，得到焙燒后的堿渣；

步驟2，在剩余污泥中投加預(yù)處理后的堿渣，使污泥-堿渣系統(tǒng)的pH為10±0.5，之后充氮去氧，密封條件下振蕩，充分混勻，30-35℃下厭氧發(fā)酵10-15d。

步驟1中，所述的過篩為過100目篩。

步驟1中，所述的焙燒時間為2h。

步驟2中，所述的振蕩速度為200r/min。

堿渣屬于一種無毒高堿性含鈣物質(zhì)，經(jīng)研磨、水洗和焙燒等預(yù)處理后其主要成分由碳酸鈣變?yōu)檠趸}，堿性增強，可作為污泥發(fā)酵體系的緩沖物質(zhì)。當(dāng)堿渣與污泥接觸混合后，能有效地調(diào)節(jié)污泥厭氧發(fā)酵系統(tǒng)的pH值至堿性。在堿渣調(diào)節(jié)污泥厭氧系統(tǒng)呈堿性條件下，加快了污泥的進一步水解，使污泥絮體中胞外聚合物(EPS)得到釋放，從而促進了污泥有機物的溶出，提高了可溶性蛋白和可溶性糖的濃度，為產(chǎn)生短鏈脂肪酸提供了充足的底物；同時抑制了產(chǎn)甲烷菌的活性，使得短鏈脂肪酸得到積累。本發(fā)明采用堿渣強化污泥厭氧發(fā)酵過程，不僅能促進污泥厭氧發(fā)酵過程有機物的溶出，提高短鏈脂肪酸的產(chǎn)量，同時解決堿渣難處理的問題，實現(xiàn)污泥和堿渣的資源化利用，具有一定的可行性和實際應(yīng)用意義。

與現(xiàn)有技術(shù)相比，本發(fā)明具有以下顯著效果：

(1)構(gòu)建了堿渣-污泥厭氧系統(tǒng)，利用堿渣作用加快污泥水解速率，促進污泥有機物的溶出，并且堿渣具有緩沖pH作用，提高了污泥厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸速率，從而縮短污泥發(fā)酵時間，短鏈脂肪酸量得到有效地積累，實現(xiàn)了污泥的減量化和資源化的目的。

(2)剩余污泥在發(fā)酵過程中釋放的正磷酸鹽含量減少，減少了發(fā)酵液作為碳源對除磷過程的影響。

(3)利用氨堿廠堿渣，原料來源廣，成本低廉，既為堿渣的綜合利用開辟了新途徑，達到以廢治廢的目的，又實現(xiàn)了剩余污泥的資源化利用，發(fā)酵液可用于污水廠內(nèi)補充生物脫氮除磷工藝中碳源的不足，節(jié)省了投加外加碳源的費用，從而降低了污水廠處理成本。本發(fā)明具有顯著的社會效益、經(jīng)濟效益和環(huán)境效益，利于后續(xù)工程化應(yīng)用，應(yīng)用前景良好。

附圖說明

圖1是不同溫度焙燒后的堿渣投加至污泥厭氧發(fā)酵系統(tǒng)中，污泥上清液有機物的溶出情況圖。

圖2是不同溫度焙燒后的堿渣投加至污泥厭氧發(fā)酵系統(tǒng)中，短鏈脂肪酸的積累濃度圖。

具體實施方式

下面結(jié)合實施例對本發(fā)明的具體實施方式作進一步的詳細描述。

實施例1

將堿廠取回的堿渣進行破碎、研磨、過100目篩。得到的堿渣粉末用去離子水洗3遍，烘干，再將水洗后的堿渣在400℃空氣氣氛下焙燒2h。

取400mL剩余污泥(含水率96％，pH＝7.28)加入?yún)捬醴磻?yīng)器中，剩余污泥的總懸浮固體TSS的濃度為21780mg/L，揮發(fā)性懸浮固體VSS濃度為10000mg/L。向反應(yīng)器中加入400℃焙燒后的堿渣8.0g，系統(tǒng)pH為9.52。密封反應(yīng)容器，充分混勻后充氮去氧10min，污泥在反應(yīng)器中的停留時間為15d，溫度為30±1℃，轉(zhuǎn)速為200r/min。當(dāng)污泥停留時間為6-7d時，所產(chǎn)生短鏈脂肪酸為1630.66mg/L。

實施例2

將堿廠取回的堿渣進行破碎、研磨、過100目篩。得到的堿渣粉末用去離子水洗2遍，烘干，再將水洗后的堿渣在600℃空氣氣氛下焙燒2h。

取400mL剩余污泥(含水率96％，pH＝7.28)加入?yún)捬醴磻?yīng)器中，剩余污泥的總懸浮固體TSS的濃度為21780mg/L，揮發(fā)性懸浮固體VSS濃度為10000mg/L。向反應(yīng)器中加入600℃焙燒后的堿渣4.0g，系統(tǒng)pH為9.99。密封反應(yīng)容器，充分混勻后充氮去氧10min，污泥在反應(yīng)器中的停留時間為10d，溫度為35±1℃，轉(zhuǎn)速為200r/min。當(dāng)污泥停留時間為5-6d時所產(chǎn)生短鏈脂肪酸為2127.83mg/L。

實施例3

將堿廠取回的堿渣進行破碎、研磨、過100目篩。得到的堿渣粉末用去離子水洗2-3遍，烘干，再將水洗后的堿渣在800℃空氣氣氛下焙燒2h。

取400mL剩余污泥(含水率96％，pH＝7.28)加入?yún)捬醴磻?yīng)器中，剩余污泥的總懸浮固體TSS的濃度為21780mg/L，揮發(fā)性懸浮固體VSS濃度為10000mg/L。向反應(yīng)器中加入800℃焙燒后的堿渣4.0g，系統(tǒng)pH為10.57。密封反應(yīng)容器，充分混勻后充氮去氧10min，污泥在反應(yīng)器中的停留時間為10d，溫度為35±1℃，轉(zhuǎn)速為200r/min。當(dāng)污泥停留時間為6-7d時，所產(chǎn)生短鏈脂肪酸為1920.14mg/L。

實施例4

將堿廠取回的堿渣進行破碎、研磨、過100目篩。得到的堿渣粉末用去離子水洗3遍，烘干，再將水洗后的堿渣在1000℃空氣氣氛下焙燒2h。

取400mL剩余污泥(含水率96％，pH＝7.28)加入?yún)捬醴磻?yīng)器中，剩余污泥的總懸浮固體TSS的濃度為21780mg/L，揮發(fā)性懸浮固體VSS濃度為10000mg/L。向反應(yīng)器中加入1000℃焙燒后的堿渣4.0g，系統(tǒng)pH為10.38。密封反應(yīng)容器，充分混勻后充氮去氧10min，污泥在反應(yīng)器中的停留時間為10d，溫度為35±1℃，轉(zhuǎn)速為200r/min。當(dāng)污泥停留時間為6-7d時，所產(chǎn)生短鏈脂肪酸為1881.89mg/L。

對比例1

將堿廠取回的堿渣進行破碎、研磨、過100目篩。得到的堿渣粉末用去離子水洗2遍，烘干。取400mL剩余污泥(含水率96％，pH＝7.28)加入?yún)捬醴磻?yīng)器中，剩余污泥的總懸浮固體TSS的濃度為21780mg/L，揮發(fā)性懸浮固體VSS濃度為10000mg/L。向反應(yīng)器中加入水洗后的堿渣4.0g，系統(tǒng)pH為7.38。密封反應(yīng)容器，充分混勻后充氮去氧10min，污泥在反應(yīng)器中的停留時間為10d，溫度為35±1℃，轉(zhuǎn)速為200r/min。當(dāng)污泥停留時間為5-6d時，所產(chǎn)生短鏈脂肪酸為164.10mg/L。

對比例2

將堿廠取回的堿渣進行破碎、研磨、過100目篩。得到的堿渣粉末用去離子水洗2遍，烘干，再將水洗后的堿渣在400℃空氣氣氛下焙燒2h。

取400mL剩余污泥(含水率96％，pH＝7.28)加入?yún)捬醴磻?yīng)器中，剩余污泥的總懸浮固體TSS的濃度為21780mg/L，揮發(fā)性懸浮固體VSS濃度為10000mg/L。向反應(yīng)器中加入400℃焙燒后的堿渣4.0g，系統(tǒng)pH為8.48。密封反應(yīng)容器，充分混勻后充氮去氧10min，污泥在反應(yīng)器中的停留時間為10d，溫度為35±1℃，轉(zhuǎn)速為200r/min。當(dāng)污泥停留時間為4-5d時，所產(chǎn)生短鏈脂肪酸為583.74mg/L。

圖1是不同溫度焙燒后的堿渣投加至污泥厭氧發(fā)酵系統(tǒng)中，污泥上清液有機物的溶出情況圖。圖1表明焙燒后的堿渣投加至剩余污泥厭氧發(fā)酵體系中，有機物的溶出量相比于空白組均有提高。當(dāng)焙燒溫度達到600℃、800℃和1000℃時，發(fā)酵液中有機物的濃度增加較明顯，說明焙燒后堿渣的投加有利用剩余污泥的水解。

圖2是不同溫度焙燒后的堿渣投加至污泥厭氧發(fā)酵系統(tǒng)中，短鏈脂肪酸的積累濃度圖。圖2表明焙燒后的堿渣投加至剩余污泥厭氧發(fā)酵體系中，短鏈脂肪酸的濃度均高于空白組。當(dāng)焙燒溫度達到600℃、800℃和1000℃時，短鏈脂肪酸的產(chǎn)量得到明顯地積累，最高可達到2127.83mg/L，說明焙燒后堿渣的投加有利于促進剩余污泥的發(fā)酵產(chǎn)酸過程。