時間：2024-01-30 15:05:09
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本文對根據我國城市污水處理發展的現狀，提出應該重視污水污泥厭氧處理新工藝開發和城市污水污泥厭氧處理工藝落后于厭氧污水處理工藝發展，甚至落后于工業廢水相關(污泥處理)領域發展的論斷。通過對于厭氧處理工藝的綜述研究，認為污泥厭氧工藝開發，應該將現有的相關成熟技術最大程度的集成和整合。研究集中突破整合過程中的技術難點和關鍵技術，從而提出了多級厭氧處理工藝。本研究在理論分析和實驗研究的基礎上，以城市污泥為對象進行了多級厭氧消化工藝的實驗研究，并在工程上進行驗證。結果證實工藝是可行的，可使污泥在較短的總停留時間(T=7d)達到穩定化。
關鍵詞：污水污泥 穩定性 厭氧和水解
一、概述
近年來，在國家財力有限的情況下，國家連續幾年發行國債加大基礎設施的投入。其中投入大量人力、物力和財力修建了城市污水處理廠，在大量新建的城市污水處理廠中，污泥處理問題應該得到到足夠的重視。在污泥處理技術中污泥厭氧消化的投資高，污泥處理費用約占污水處理廠投資和運行費用的20-40%，并且污泥厭氧消化處理技術較復雜。在我國僅有的十幾座污泥消化池中，能夠正常運行的為數不多，有些池子根本就沒有運行。所以，這導致近年來國內在中小型(甚至大型)污水處理廠大多采用國外引進的延時曝氣氧化溝、SBR等工藝。延時曝氣是一種低負荷工藝，對于我國這樣一個資源不足、人口眾多的發展中國家，是否適合推廣這種低負荷的活性污泥工藝是值得推敲的問題。
首先，低負荷的曝氣池的池容和設備是中、高負荷活性污泥工藝的幾倍，相應的投資要高幾倍；其次，延時曝氣對污泥采用好氧穩定，能耗比中、高負荷活性污泥工藝要高40～50%左右，延時曝氣增加了能耗一方面帶來了直接運行費的增加，同時還要增加間接投資；據資料報道目前每kW發電能力脫硫需要投資1000美元，則每萬噸延時曝氣污水處理系統，增加電耗所需的脫硫投資要70萬元。如果按脫硫投資為電站投資10%計，則電廠增加投資為700萬元，這接近污水處理單位投資的50%。從可持續發展角度講，大規模的采用延時曝氣的低負荷工藝是不適合中國國情的。
所以，對污泥的處理技術必須予以充分的重視，能否解決好污泥問題是污水凈化成功與否的決定性因素之一；另外，采用高效、低耗污水處理工藝的關鍵之一是解決城市污水廠污泥處理技術，可以講在今后我國城市污水工藝的技術進步，在很大程度上取決于污泥處理和利用技術的進步。為了解決這一問題有必要加強污泥處理與利用的研究。
二、城市污水污泥的研究進展
1、兩相消化理論
目前世界各國在污泥處理的領域仍以污泥厭氧消化工藝為主。厭氧消化工藝是在四、五十年代開發的成熟的污泥處理工藝。英國在1977年調查的98個城市污水處理廠中有73個建有污泥消化池。美國建有污泥消化池的污水處理廠總數為4286個。歐美各國多數污水處理廠都建有污泥消化池。這種工藝水力停留時間長，一般停留時間的設計標準是20-30天。為防止短路和加熱，需設置攪拌和加溫設備。
美國猶他大學Ghosh教授，從70年代開始了污泥二相消化研究， 從微生物生長特點，生長動力學等方面從事了大量的研究， 在基礎研究的角度上，證明了二相工藝的優越性。但其采用的處理構筑物仍然為傳統完全混合式的消化池，所以在停留時間， 減少投資等方面沒有取得突破性的進展。自從Ghosh等人提出二相消化工藝以來，國內外在這一領域進行了不少研究。我國廣州能源所、成都生物所、清華大學等地均在有機廢水和農業廢棄物方面進行了大量的工作，上海市政設計院也對城市污水污泥的二相凈化作了大量研究。
2、厭氧技術的發展
在70年代末期各種新型厭氧工藝得到發展，例如厭氧濾池(AF)，上流式厭氧污泥床反應器(UASB)和厭氧流化床(FB)等。這些反應器的一個共同的特點是可將固體停留時間與水力停留時間相分離，使固體停留時間長達上百天。這使厭氧處理高濃度污水的停留時間從過去的幾天或幾十天可以縮短到幾小時或幾天。美國的康萬爾大學Jewell教授利用厭氧接觸膜膨脹床(AFEFB)反應器處理含纖維素廢水時發現，該反應器處理纖維素固體基質只需傳統消化池5%的池容即可達到相同的處理效果。北京環保所王凱軍在改進的上流式污泥床(水解池)處理城市污水時，發現在水解池2-3h的停留時間下，在處理污水的同時，被截留的污泥50%以上得到了消化。因此，這一信息也許揭示了新的反應器在污泥處理上的巨大潛力，也是污泥處理工藝的發展方向。與污水厭氧處理領域的進展相比較，污泥厭氧領域的發展遠遠地落后于厭氧工藝本身的發展進程。對于城市污水污泥的處理，如何將厭氧工藝的成果應用到污泥處理領域是當前的主要課題。事實上，有理由認為從70年代后期研究者開發的各種新型的厭氧反應器，例如：UASB反應器、厭氧濾池、厭氧消化床等存在著巨大的開發潛力。其完全有可能成為處理污泥新型反應器或其組成單元之一。
3、相關領域的進展
事實上，對于城市污水污泥的處理，在厭氧技術迅速發展的今天，厭氧接觸工藝已不是先進的工藝。在工業廢水處理領域，近年來在高含懸浮物固體處理最為廣泛的領域是酒精糟液的處理技術，南陽酒精廠COD濃度為25-30g/L，懸浮物濃度35g/L，pH4.5-5.0。采用兩個5000m3/d的消化池并聯運行，停留時間大約為10d。相當于負荷3.0kgCOD/m3.d，相當于懸浮物的負荷為2.0-3.0kgSS/m3.d。需要說明的是在城市需氣量較多時，酒精糟液不通過固液分離直接進入消化池，COD負荷為5-6kgCOD/m3.d。厭氧消化COD、BOD5和SS處理效率分別為75.6%、90.8% 和45.5%。
污泥中溫厭氧消化工藝的停留時間一般大于20d.(在20-30d的范圍)。相當于懸浮物負荷為1.0-1.5kgSS/m3.d，COD負荷最多為2.0kgCOD/m3.d。從酒糟廢液的處理能力和負荷而言，則大大高于城市污泥厭氧消化工藝。從這個意義上講城市污水污泥的厭氧處理技術不但大大落后于厭氧處理技術的發展，而且還落后于厭氧工業廢水處理技術的發展。
三、多級厭氧消化工藝
1、新工藝的構思
在對城市污水污泥特性和各種厭氧反應器了解的基礎上，借鑒國內外的研究結果和帶有共性的研究思路，新的城市污水污泥處理系統的思想是充分利用現有的成熟工藝的優點，將現有的成熟技術最大程度的整合，集中突破技術整合過程中的技術難點和關鍵。并將治污、產氣、綜合利用三者相結合，使廢物資源化、環境效益與經濟效益和社會效益相統一。具體工藝的基本思想是分為如下三個處理階段。
1) 第一級處理階段是液化和分離裝置
第一級反應器應該具有將固體和液體狀態的廢棄物部分液化(水解和酸化)的功能。其中液化的污染物去UASB反應器(為第二級處理的一部分)，固體部分根據需要進行進一步消化或直接脫水處理。可采用加溫完全混合式反應器(CSTR)作為酸化反應器，采用CSTR反應器的優點是反應器采用完全混合式，由于不產氣可以采用不密封或不收集沼氣的反應器。
2) 第二級處理階段
第二級處理包括一個固液分離裝置，沒有液化的固體部分可采用機械或上流式中間分離裝置或設施。中間分離的主要功能是達到固液分離的目的，保證出水中懸浮物含量少，有機酸濃度高，為后續的UASB厭氧處理提供有利的條件。分離后的固體可被進一步干化或堆肥并作為肥料或有機復合肥料的原料。
3) 第三級處理階段
在第二階段的固液分離裝置應該去除大部分(80-90%)的懸浮物，使得污泥轉變為簡單污水。城市污泥經CSTR反應器酸化后出水中含有高濃度VFA，需要有高負荷去除率的反應器作為產甲烷反應器。UASB反應器在處理進水穩定且懸浮物含量低的水有一定的優勢，而且UASB在世界范圍內的應用相當廣泛，已有很多的運行經驗。
2、實驗流程
CSTR反應器有效容積為20L，反應控制在恒溫和攪拌的條件下。物料在CSTR反應器中進行水解、酸化反應，反應器后接一上流式中間分離池(有效容積為5L)，上流式中間分離池的作用是分離在CSTR反應器內產生的有機酸。采用UASB反應器出水回流洗脫方法。經液化后的水在UASB反應器內充分地降解，產氣經水封后由轉子流量計測定產率，水則排到排水槽內，部分出水回流到中間分離池(圖1)。
實驗采用分批投料，連續運行的方式，實驗溫度保持在中溫35℃。實驗采用的污泥為高碑店污水處理廠的污水污泥，其污泥有機物含量較低VSS/TSS=45%。根據實驗的進展逐步改變運行條件，提高負荷率和縮短停留時間，并考察反應器的運行情況。在穩定條件下重點考察兩組實驗條件，即：CSTR=10d，中間分離池=1d，UASB=1d；另一組為：CSTR=5d，沉淀回流池=1d，UASB=1d。
3、結果與討論
由于污泥消化過程污泥培養階段耗時較長，在啟動的初期的監測數據沒有實際的意義。整個過程的各個反應器的停留時間和有機負荷的變化見圖2。從停留時間和有機負荷提高的情況來看，酸化池的有機負荷最終提高到15kgCOD/m3.d。而UASB的負荷穩定在5kgCOD/m3.d。
在整個運行運行期間，作為最終出水UASB反應器的COD和SS去除率和出水濃度與反應器的停留時間有著密切地聯系(圖3a)。當總停留時間(T)為7d時，COD的去除率在85%左右，SS的去除率在80～85%之間；而當T＝12d時，COD及SS去除率一直保持在95%以上。
由圖3b可見，CSTR的HRT＝5d時，CODd/CODt在35～40%左右，污泥液化效果明顯；而當HRT＝10d時，由于停留時間較長， CODd/CODt在55%以上。說明停留時間對污泥的液化效果影響很大。實驗開始測定了污泥樣品溶解性CODd值，進水CODd/CODt的比例為8.1%左右。從上面討論可見，污泥在CSTR反應器中停留10d時，其進一步水解COD占總COD的50%，而當停留時間為5d時，水解COD的比例占總COD的30%左右。對比污泥穩定性指標，與厭氧消化工藝對比可知CSTR池停留時間HRT=5d，經過水解的污泥就可以達到相當的穩定化。因此，在以后的生產性實驗中，取CSTR反應器的HRT=5d。
然而由圖4a可見，VFA上升比例相對不高。進水中CODv/CODt的比例在7%左右；經5d液化后，CODv/CODt在25%左右，經10d液化，比例降到在20%以下。表明當CSTR反應器的停留時間延長，發生甲烷化反應。在最終UASB反應器中，厭氧主要在產甲烷階段進行，CODv/CODd回落至5%左右。
由圖4b可見，雖然兩組實驗的停留時間和負荷各不相同，但從實驗的結果來看UASB的去除效率卻基本相同，VFA的去除率為90%左右，對COD的去除率為83%左右。VFA的去除效率較好，產酸相產生的揮發酸基本在反應器中得到降解。COD的去除率不如VFA，這是因為UASB進水中，除了VFA外，還有一部分不溶性COD尚未水解為可溶性COD，這部分COD沒有在反應器中得到去除。
5、新工藝的生產性應用
目前，工業廢水和小型生活污水處理廠，普遍采用對好氧剩余污泥直接脫水的方法處理污泥。剩余活性污泥存在著耗藥量大，脫水比較困難的缺點。北京市中日友好醫院污水處理廠日處理水量為2000m3/d，原污泥的處置方案為活性污泥經濃縮后，運至城市污水污水處理廠消納，但在實際運行過程中經常出現由于污泥無穩定出路，而影響污水處理廠運轉的情況。為了使活性污泥得到穩定的處置，實際工程中采用的一體化設備如圖5所示，各反應器的停留時間分別為：
反應器 污泥酸化池 中間分離池 UASB反應器 停留時間(d） 5 1 1
二沉池排出的剩余污泥首先排入污泥酸化池進行水解酸化處理，然后進入中間分離池，該池排出的上清液進入UASB反應器，進行高濃度、低懸浮物有機廢水的降解；從中間分離池排出的污泥經測定已基本穩定化，污泥量較常規處理減少了三分之二，脫水性能大大改善；而且病菌和蟲卵殺滅率達到99.99%，完全符合國家關于醫院污水廠污水污泥無害化標準，從而徹底解決污泥消納的問題。
四、結論
本文根據我國城市污水處理發展的現狀，提出應該重視污水污泥厭氧處理新工藝開發和城市污水污泥厭氧處理工藝落后于厭氧污水處理工藝發展，甚至落后于工業廢水相關(污泥處理)領域發展的論斷。通過對于厭氧處理工藝的綜述研究，認為污泥厭氧工藝開發，應該將現有的相關成熟技術最大程度的集成和整合。研究集中突破整合過程中的技術難點和關鍵技術，從而提出了多級厭氧處理工藝。本研究在理論分析和實驗研究的基礎上，以城市污泥為對象進行了多級厭氧消化工藝的實驗研究，并在工程上進行驗證。結果證實工藝是可行的，可使污泥在較短的總停留時間(T=7d)達到穩定化。
參考文獻
1) Sam Ghose(1991)，Pilot-scale demonstration of two-phase anaerobic digestion of activated sludge. Wat. Sci. Tech. Vol.23，pp.1179-1188
2) Wang Kaijun(1994) Integrated Anaerobic and Aerobic Treatment of Sewage， Ph. D thesis， Wageningen Agricultural University， the Netherlands
3) Huang Ju-Chang， Bill T. Ray and Huang Yaojiang(1989)，Accelerated Sludge Digestion by Anaerobic Fluidized Beds: Bench-scale Study， In: Proc. Int. Conf. Water and Wastewater， pp.628
4) 王凱軍(1996)，城市污水厭氧處理工藝與其中污泥穩定化問題研究，第四屆海峽兩岸環境研討會，pp.21
5) 王凱軍等(1998)，第二代污泥厭氧消化工藝研究，北京市環境保護科學研究院，研究報告
一、概述
隨著我國經濟建設的發展，城市污水與工業廢水的排放量逐年增加。為了貫徹經濟建設和環境保護必須同步發展的方針，污水處理工程必定會有相應的發展，在這種情況下，有效、經濟、省能地解決污水處理問題，已是當今環境工程領域中最迫切需要研究的課題。實現這一目標的途徑除了靠正確決策外，尚需依賴技術更新，新工藝的開發，資源、能源的合理利用等科學技術措施。
目前，污水處理工程基本上還是依靠消耗能量來改善環境質量的一項技術措施。但在能源有限的條件下，人們已經意識到，浪費能源的生產和生活方式必須徹底改變，現今評價工程設計優劣的立足點，已經開始轉移到基建投資和運轉管理的經濟性，以及對能源利用的有效程度。因此，環境工程已不可避免地要與能源工程體系發生聯系。
錄求污水處理工程節能措施的技術途徑頗多，而用機污水的厭氧生物處理技術則是重要途徑之一。
厭氧生物處理是利用厭氧性微生物的代謝特性，在毋需提供外源能量的條件下，以被還原有機物作為受氫體，同時產生有能源價值的甲烷氣體。厭氧生物處理法不僅適用于高濃度有機廢水，進水BOD濃度可達15000mg/l，也可適用于低濃度有機廢水，包括城市廢；厭氧生物處理法能耗低；有機容積負荷高，一般為5－10kgCOD/m3．d高的可達50kgCOD/m3．d；剩余污泥量少；產生的沼氣可利用；營養需要量少；被降解的有機物種類多；能承受較大的負荷變化和水質變化。
顯而易見，開發厭氧生物處理新工藝用來治理有機污水的污染，無疑是一種具有良好經濟效益的方法。近年來，污水厭氧處理工藝發展十分迅速，各種新工藝、新方法不斷出現，包括有厭氧接觸法、升流式厭氧污泥床、檔板式厭氧法、厭氧生物池、厭氧膨脹床和流化床、厭氧生物轉盤等，目前升流式厭氧污泥床這種新工藝由于具有厭氧過濾及厭氧活性污泥法的雙重特點，運轉及構筑物造價均有所下降，對于不同含固量污水的適應性也強，因而已越來越受到重視，國內外目前已設計和施工的這種工藝較多。
二、升流式厭氧污泥床工作原理
升流式厭氧污泥床有反應區、氣液固三相分離器（包括沉淀區）和氣室三部分組成。在底部反應區內存留大量厭氧污泥，具有良好的沉淀性能和凝聚性能的污泥在下部形成污泥層。要處理的污水從厭氧污泥床底部流入與污泥層中污泥進行混合接觸，污泥中的微生物分解污水中的有機物，把它轉化為沼氣。沼氣以微小氣泡形式不斷放出，微小氣泡在上升過程中，不斷合并，逐漸形成較大的氣泡，在污泥床上部由于沼氣的攪動形成一個污泥濃度較稀薄的污泥和水一起上升進入三相分離器，沼氣碰到分離器下部的反射板時，折向反射板的四周，然后穿過水層進入氣室，集中在氣室沼氣，用導管導出，固液混合液經過反射進入三相分離器的沉淀區，污水中的污泥發生絮凝，顆粒逐漸增大，并在重力作用下沉降。沉淀至斜壁上的污泥沼著斜壁滑回厭氧反應區內，使反應區內積累大量的污泥，與污泥分離后的處理出水從沉淀區溢流堰上部溢出，然后排出污泥床。
這種工藝的基本出發占在于：（1）為污泥絮凝提供有利的物理－－化學條件，使厭氧污泥獲得并保持良好的沉淀性能；（2）良好的污泥床常可形成一種相當穩定的生物相，能抵抗較強的擾動力。較大的絮體具有良好的沉淀性能，從而提高設備內的污泥濃度；（3）通過在污泥床設備內設置一個沉淀區，使污泥細顆粒在沉淀區的污泥層內進一步絮凝和沉淀，然后回流入污泥床內。
三、厭氧污泥床內的流態和污泥分布
厭氧污泥床內的流態相當復雜，反應區內的流態與產氣量和反應區高度相關，一般來說，反應區下部污泥層內，由于產氣的結果，部分斷面通過的氣量較多，形成一股上升的氣流，帶動部分混合液（指污泥與水）作向上運動。與此同時，這股氣、水流周圍的介質則向下運動，造成逆向混合，這種流態造成水的短流。在遠離這股上升氣、水流的地方容易形成死角。在這些死角處也具有一定的產氣量，形成污泥和水的緩慢而微弱的混合，所以說在污泥層內形成不同程度的混合區，這些混合區的大小與短流程度有關。懸浮層內混合液，由于氣體幣的運動帶動液體以較高速度上升和下降，形成較強的混合。在產氣量較少的情況下，有時污泥層與懸浮層有明顯的界線，而在產氣量較多的情況下，這個界面不明顯。有關試驗表明，在沉淀區內水流呈推流式，但沉淀區仍然還有死區和混合區。
厭氧污泥床內污泥濃度與設備的有機負荷率有關。是處理制糖廢水試驗時，升流式厭氧污泥床內污泥分布與負荷的關系。從圖中可看出污泥層污泥濃度比懸浮層污泥濃度高，懸浮層的上下部分污泥濃度差較小，說明接近完全混合型流態，反應區內污泥的頒，當有機負荷很高時污泥層和懸浮層分界不明顯。試驗表明，污水通過底部0．4－0．6m的高度，已有90％的有機物被轉化。由此可見厭氧污泥具有極高的活性，改變了長期以來認為厭氧處理過程進行緩慢的概念。在厭氧污泥中，積累有大量高活性的厭氧污泥是這種設備具有巨大處理能力的主要原因，而這又歸于污泥具有良好的沉淀性能。
升流式厭氧污泥床具有高的容積有機負荷率，其主要原因是設備內，特別是污泥層內保有大量的厭氧污泥。工藝的穩定性和高效性很大程度上取決于生成具有優良沉降性能和很高甲烷活性的污泥，尤其是顆粒狀污泥。與此相反，如果反應區內的污泥以松散的絮凝狀體存在，往往出現污泥上浮流失，使厭氧污泥床不能在較高的負荷下穩定運行。
根據厭氧污泥床內污泥形成的形態和達到的COD容積負荷，可以將污泥顆粒化過程大致分為三個運行期：
（1）投產運行期：從接種污泥開始到污泥床內的COD容積負荷達到5kgCOD/m3．d左右，此運行期污泥沉降性能一般；
（2）顆粒污泥出現期：這一運行期的特點是有小顆粒污泥開始出現。當污泥床內的總SS量和總VSS量降至最低時本運行期即告結束，這一運行期污泥沉降性能不太好；
（3）顆粒污泥形成期：這一運行期的特點是顆粒污泥大量形成，由下至上逐步充滿整個厭氧污泥床。當污泥床容積負荷達到16kgCOD/m3．d以上時，可以認為顆粒污泥已培養成熟。該運行期污泥沉降性很好。
五、污泥的流失與外部沉淀池的設置
在升流式厭氧泥床內雖有氣液固三相分離器，混合液進入沉淀區前已把氣體分離，但由于沉淀區內的污泥仍具有較高的產甲烷活性，繼續在沉淀區內產氣；或者由于沖擊負荷及水質突然變化，可能使反應區內污泥膨脹，結果沉淀區固液分離不佳，發生污泥流失而影響了水質和污泥床中污泥濃度。為了減少出水所帶的懸浮物進入水體，外部另設一沉淀池，沉淀下來的污泥回流到污泥床內。設外部沉淀池的好處是：（1）污泥回流可加速污泥的積累，縮短投產期；（2）去除懸浮物，改善出水水質；（3）當偶爾發生污泥大量上漂時，回收污泥保持工藝的穩定性；（4）回流污泥可作進一步分解，可減少剩余污泥量。
設外部沉淀池的升流式厭氧污床工藝流程。
六、升流式厭氧污泥床的設計
升流式厭氧污泥床的工藝設計主要是計算厭氧污泥床的容積、產氣量、剩余污泥量、營養需要量.
升流式厭氧污泥床的池形狀有圓形、方形、矩形。污泥床高度一般為3－8m，多用鋼筋混凝土建造。當污水有機物濃度比較高時，需要的沉淀區面積小，反應區的面積可采用與沉淀區相同的面積和池形。當污水有機物濃度低時，需要的沉淀面積大，為了保證反應區的一定高度，反應區的面積不能太大時，則可采用反應區的面積小于沉淀區，即污泥床上部面積大于下部的池形。
氣液固三相分離器是升流式厭氧污泥床的重要組成部分，它對污泥床的正常運行和獲良好的出水水質起十分重要的作用，因此設計時應給予特別的重視。根據經驗，三相分離器應滿足以下幾點要求：
1、混和液進入沉淀區之關，必須將其中的氣泡予以脫出，防止氣泡進入沉淀區影響沉淀；
2、沉淀器斜壁角度約為50o；
3、沉淀區的表面水力負荷應在0．7m3．h以下，進入沉淀區前，通過沉淀槽低縫的流速不大于2m/h；
4、處于集氣器的液一氣界面上的污泥要很好地使之浸沒于水中；
5、應防止集氣器內產生大量泡沫。
第2、3兩個條件可以通過適當選擇沉淀器的深度－面積比來加以滿足。對于低濃度污水，主要用限制表面水力負荷來控制；對于中等濃度和高濃度污水，在極高負荷下，單位橫截面上釋放的氣體體積可能成為一個臨界指標。但是直到現在國內外所取得的成果表明，只要負荷率不超過20kgCOD/m3．d，厭氧污泥床高度不大于10m，可以預料沒有任何問題。
污泥與液體的分離基于污泥絮凝、沉淀和過濾作用。所以創造條件使污泥具有良好的絮凝、沉淀性能對于分離器的工作是具有重要意義。
特別注意是防止氣泡進入沉淀區，要使固一液進入沉淀區之前就與氣泡很好分離。在氣－液表面上形成浮渣能迫使一些氣泡進入沉淀區，所以在一些情況下必須考慮設置排放這些浮渣或破壞這些浮渣的設施。
如上所述，升流式厭氧污泥床的混合是靠上流的水流和發酵過程中產生的氣泡來完成的。因此，一般采用多點進水，使進水均勻地分布在床斷面上。
升流式厭氧污泥床容積的計算一般按有機物容積負荷或水力停留時間進行。設計時可通過試驗決定參數或參考同類廢水用的設計和運行參數。
七、升流式厭氧污泥床的啟動
1、污泥的馴化
升流式套氧污泥床設備啟動的最大困難是獲得大量沉降性能良好的厭氧污泥。最好的辦法加以馴化，一般需要3－6個月，如果靠設備自身積累，投產期可長達1－2年，初中表明，投加少量的載體，有利于厭氧菌的附著，促進初期顆粒污泥的形成；比重大的絮狀污泥比輕的易于顆粒化；比甲烷活性高的厭氧污泥可縮短啟動期。
2、啟動操作要點
（1）最好一次投加足夠量的接種污泥；
（2）從污泥床流出的污泥一般不需回流，以使特別軾的污泥連續地從污泥床流出，使較重的污泥在床內積累，并促進其增殖進行顆粒化；
（3）啟動開始廢水COD濃度較低時，未必泥顆粒化快；
（4）最初污泥負荷率應低于0．1－0．2kgCOD/kgTSS.d；
（5）污水中原來存在的和產生出來的多種揮發酸未能有效分解之前，不應提高有機容積負荷率；
（6）可降解的COD去除率達到80％左右時，才能增加有機容積負荷率；
（7）為促進污泥顆粒化，反應區內的最小空塔速度為1m/d，采用較高的表面水力負荷有利于小顆粒污泥與污泥絮凝分開，使小顆粒污泥發展為大顆粒。
八、升流式厭氧污泥床工藝的優缺點
升流式厭氧污泥床的主要優點是：
1、升流式厭氧污泥床內污泥濃度高。平均污泥濃度為20－40gVSS/1；
2、有機負荷高。水力停留時間短。中溫發酵，容積負荷一般為10kgCOD/m3．d左右；
3、無混合攪拌設備，靠發酵過程中產生的沼氣的上升運動，使污泥床上部的污泥處于懸浮狀態，對下部的污泥層也有一定程度的攪動；
4、污泥床不填載體，節省造價及避免因填料發生堵賽問題；
5、升流式厭氧污泥床內設三相分離器，一般不設沉淀池，被沉淀區分離出來的污泥重新回到污泥床反應區內，一般無污泥回流設備。
主要缺點是：
1、進水中懸浮物需要適當控制，不宜過高，一般控制在100mg/l以下；
2、污泥床內有短流現象，影響處理能力；
關鍵詞：城市污泥；處理；資源化利用
Abstract: There is an important research subject of deepening and utilization mode of disposal of sludge, which is of positive significance to protect environment. To avoid extreme waste of resources and rational use of sludge science has very important practical significance and economic value to society. This article mainly elaborated the city sludge treatment and disposal method for reuse, effectively promoted the process of the environmental protection of city sludge treatment.
Key words: city sludge; treatment; resource utilization
中圖分類號：[TU992.3]文獻標識碼：A 文章編號：
城市污泥是一種常見的固態污染物，但是如果將其進行合理的加工，則會成為一種有用的資源。傳統城市污泥處理方式并沒有一定的規范化的污泥處理工藝以及科學化的污泥治理制度。 但是污泥堆積不僅會影響城市的面貌也會不利于環保工程的建設。 為此，我國推出了一系列的污泥處理處置措施、法規及標準，本文綜合講述了污泥的預處理措施及資源再利用的方式，為污泥處置研究提供了有力的依據。
1.污泥的預處理
污泥主要來源于污水處理廠， 剛排出的污泥中含有諸多的有害成為，且體積龐大，如果直接處理會有一定的難度，因此在對污泥進行環保化處理之前會對其進行預處理， 污泥的預處理方法主要包括污泥的穩定化、消化、熱處理、脫水等處置方式，最終達到降低污泥中微生物含量、殺菌減量化的目的。 此外，經過預處理的污泥的成分、性質發生改變，有利于后續能源和資源的再利用。
1.1 污泥的穩定化
常用的 3 種污泥穩定的方法有：消化法、堿性穩定化和熱處理法。
1.1.1 污泥的消化
污泥的消化是指在人工控制下， 利用好氧或厭氧微生物的代謝作用將污泥中的有機物質分解為氣體和殘余穩定物， 主要包括好氧消化和厭氧消化。 好氧消化法的降解程度高，易脫水，運行管理簡單，但運行費用高，消化污泥量少，隨溫度波動污泥的降解程度的波動較大，故相較之下厭氧消化較常用，該方法可以顯著減少污泥體積，消除惡臭，較易脫水，污泥性質穩定，更宜作肥料。
1.1.2 堿性穩定法
堿性穩定法最主要的目的就是控制污泥的酸堿度，當污泥的 PH 值調節到 11.0~12.0 是，可以直接作為農田中的肥料。 具體的處理方法為：向城市污泥中加入一定量得強堿物質，如石灰、水泥窯灰等。 另外，這種處理方法也能夠殺滅污泥中所包含的病原體，抑制微生物的活性，降低惡臭和鈍化重金屬。
1.1.3 污泥的熱處理
熱處理方法能夠是污泥趨于穩定化，污泥中含有大量的水分，通過熱處理工藝的完成能夠是污泥固化，破壞污泥中結合水的結構，對污泥的熱處理的方式包括常壓下 30~75℃和 75~190℃兩個處置階段。 此外，污泥經過熱處理工藝后，可以殺滅其中的微生物和寄生蟲，且能夠除去臭味。 經過熱處理后的污泥能夠達到減量的目的。 但是經該方法處理后，部分可溶性有機物質、有毒重金屬及 NH3-N 易溶出回流到原污水中，從而造成處理出水水質下降。
1.2 污泥的濃縮和脫水
為了便于對污泥的運輸管理， 必須對污泥進行必要的濃縮和脫水處理。 污泥的濃縮技術主要包括重力壓縮、、氣浮濃縮、離心濃縮、轉鼓機械濃縮、帶式濃縮機濃縮等，經過濃縮后污泥的含水率可達到 95%~97%，經過濃縮處理后的污泥大大降低了自身的質量。
經過濃縮處理后的污泥，污泥大部分的質量源于其中所含的水分，因此脫水處理時污泥減量化的最佳途徑。 具體的脫水措施主要包括兩種：自然干化和機械脫水。 自然干化需基于氣候干燥的條件下才能夠發揮作用。 事實上，機械脫水是一種常見的污泥脫水處理方式，相對于自然干化，機械脫水的處理效率較高。
2.污泥的處理處置方法
污泥處置是根據污泥的最終去向，將污泥進行利用或無害化處理，傳統上大多采用填埋、投海和棄置堆放、焚燒方式，雖然簡單易行，但是會帶來占用土地、污染地下水或海洋環境、填埋場滲水等問題，并未從根本上解決環境問題，給生態環境埋下安全隱患，這些方法也逐漸被環境法案和國際公約等制約。 為避免污泥對環境的二次污染，人們已認識到污泥處理的優先順序是減容、利用、廢棄，污泥的利用和資源化成為研究主流。 污泥的有效利用可分為土地利用和熱能利用，具體方法主要包括污泥堆肥、焚燒、生物瀝浸等。 以下我們以污泥焚燒為例做簡要說明。
3.污泥的資源化利用方案
從傳統的意義上講，污泥是一種廢棄物，但是清潔生產的理論中沒有廢物的概念，所謂廢物實際是放錯了位置的資源。 如果對污泥進行合理的處理利用，污泥也可以成為其他過程的原材料，即污泥的根本出路是化害為利、 實現資源化污泥處理方案時需要因地制宜。 目前污泥的資源化利用方式主要包括土地利用、建材利用、環保材料、熱能利用等。
3.1 土地利用
污泥的土地利用是一種積極、安全有效的污泥資源化處置方式，主要有農田利用和城市園林綠化或林地利用。
3.2 建材利用
污泥是一種黏土質資源， 同時含有大量的 Si，Al，Ca，Fe 等成分，將其干化、磨細后與黏土或粉煤灰按一定比例摻和，在高溫下烘焙燒結可使污泥穩定化，并用于制成建筑材料。 該法可達到處置污泥和創造經濟效益的雙重目的。 以污泥制磚為例，其原理是利用污泥焚燒灰的成分與黏土的化學成分相似。 目前，國內外比較常見的城市污泥制磚技術主要有兩種，一種是城市污泥焚燒灰添加適量輔料成型燒結制磚；另一種方法是直接將城市污泥干燥、 利用方式主要包括土地利用、 建材利用、環保材料、破碎后與黏土或粉煤灰等輔料以一定比例混合，燒結制磚，同時還可利用污泥的潛在熱值，節約制磚成本。
3.3 環保材料
3.3.1 污泥制吸附劑
對于含碳較多的生化污泥， 在一定高溫下， 以污泥為原料通過化學途徑將其制成含碳吸附劑， 為生化污泥的處置和利用提供了一條新途徑。 制得的吸附劑可用于去除污水中的懸浮物和有機物，COD 去除率高，是一種性能良好的有機廢水吸附凝聚劑。 吸附飽和的吸附劑若不能再生，還可以在一定條件下用作燃料進行燃燒，污泥中有害成分被徹底氧化分解。 如日本以脫水污泥濾餅為原料，經過高溫碳化脫水， 酸洗去雜質， 堿活化后制成了高性能的活性炭，其細孔比常規活性炭比表面積大， 吸附能力強。 也有研究者利用石化污泥成功制備用于吸附溢油的吸附劑，經過碳化和活化處理后，去油率可達 99.6%。
3.3.2 污泥制絮凝劑
從剩余活性污泥中提取一些可絮凝的微生物菌種， 通過微生物技術對其進行發酵、抽取、精制，合成一種生物高分子化合物，此種高分子絮凝劑能夠將城市污水處理廠的剩余活性污泥消化掉， 此種物質不僅能夠容易加工處理，而且具有很好的經濟性。
4.結 語
污泥經過處理處置后，可以根據不同的情況進行資源化利用。 上述的幾種污泥處理與資源化方法基本上囊括了現今主流的資源化利用處理方法，涵蓋面廣，對各種不同組分組成的污泥具有很強的適應性。 此外污泥的處理還應兼顧環境生態、社會和經濟效益平衡，盡可能地提高污泥處理與資源化利用的效率。 所以今后在開發污泥處理處置與資源化方法的同時應考慮環境的承載能力、 工程施工的可能性和經濟上的可行性，盡可能使污泥被資源化利用。
【參考文獻】
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譚江月，龍炳清，朱明等.城市污水處理廠污泥的處理處置及有效利用［J］.新疆環境保護，2003，25
關鍵詞：凈水廠污泥 污泥性質 處理工藝
1、城市凈水廠污泥處理、處置發展概況
在過去的城市凈水廠建設中，污泥處理一直被忽視的一個環節，人們更多的關注于工業生產的排污治理，二十世紀七十年代以前，各國建設的凈水廠排泥水處理設施，多是沿用污水處理廠的污水和污泥處理方法進行設計和應用，主要采用污泥塘與干化場處理和污泥。隨著城市化進程的發展，六十年代開始，研究人員工著手認真研究凈水廠排泥水處理和污泥處置工作，調查了凈水廠的排泥與凈水廠凈水工藝間的關系，探討了凈水廠排泥與污水廠排泥的異同，七十年代，美國聯邦政府頒布布《水污染控制法》，要求各州制定標準，水廠污泥必須經處理再行排放；并且擬定了一個污泥處理發展草案。其發展目標是：到七十年代末，應用可實行技術合理進行污泥處理，并要求各類水廠排除污水的pH值及總懸浮物達標。到八十年代初，必須考慮污泥處理工藝的經濟性，要求對污泥處理后的析出液或濾液回用；到八十年代中期，在全國范圍內消除污泥排放造成環境污染。日本于1975年也頒布布了《水質污濁防止法》，規定沒有沉淀池和濾池的凈水廠，其排出水必須經處理至符合水質排放標準。近年來，美、俄、日、英、法等發達國家的各大、中城市新建的凈水廠中均設置了較為完善、自動化程度高的污水和污泥的處理設施。離心脫水、加壓脫水等機械脫水方法應用普遍。歐洲有些凈水廠，由于原水中的懸浮物含量低，濁度小，水廠排水中泥含量少，往往將排泥直接排入市政污水管理，輸送到就近的污水廠統一進行污泥處理，據有關資料，歐洲許多國家凈水廠經過濃縮和脫水處理的污泥量，占全部凈水廠污泥量的70%。污泥脫采用的具體技術，因各國的自然條件和習慣，有明顯差異。然而近年來的總體趨勢是，干化聲和干化塘的使用減少，離心與壓濾脫水逐漸占統治地位。
我國的凈水廠污泥處理和處置工作起步較晚，由于凈水廠的排泥，在過去一般均認為其組成與水體的原有固體組分相當，只增加了處理過程中的一些絮凝劑，對環境害影響甚微，因而，目前為止絕大數凈水廠的排泥還是直接排入水體，但隨著我國政府對水資源保護工作的日益重視，特別是城市規模的不斷的擴大，凈水廠的排泥逐漸突出，據粗略統計，我國最大城市，上海市各凈水廠每年能過排泥進入水體的懸浮就達30萬tds（噸干固體），有機物按10%含量，可達3萬tds以上。凈水廠的排泥正受到有關部門的密切關注，《中華人民共和國水法》、《中華人民共和國水污染防治法》等一系列水資源保護法律法規的頒布實行，我國在八十年代凈水廠排泥被提上議事日程，對水廠污泥進行無害化處理已成為目前國內城市供水行業的重要任務。
目前我國在凈水廠專設污泥處理并投入運行的只有少數幾個大規模的城市凈水廠，有北京市第九水廠、石家莊潤石化廠、深圳梅林水廠、上海閔行水廠、河北保定二水廠。
2、福州市西區凈水廠污泥處理研究
福州市西區水廠總規模為60萬m3/d，已建成投產45萬m3/d，計劃于2000年再擴建功立業5m3/d達到終期規模。由于多方面的原因，目前西區水廠的排泥均未經處理直接排放。根據福州市自來水總公司2000年技術進行規劃，西區水廠終期規模建成后，水廠的排泥水必須達標排放，即SS
⒉1福州市西廠水廠污泥干化試驗方法
各種條件下污泥的測試的特性參數有：污漲的含固率、污泥的懸浮固體濃度（SS）、污泥的可揮發性懸浮固體濃度（VSS）、污泥的化學需氧量（CODMn）、污泥的比阻（r)、污泥的壓縮系數（s）。
試驗方法包括：
⑴重力沉降柱模型
如圖1示，柱高1200mm，直徑200mm，電動調速機轉遞0.5r/min。
⑵玻璃干化柱模型
如圖2示，柱高1500mm，直徑100mm。
⑶小型干化床模型
如圖3示，長1.2m、寬0.8m、高1.5m的磚砌小型干化床4個。濾床由10cm厚的粗礫石與30cm厚的建筑用沙組成，床底部沿長度方向安裝有塑料穿孔集水管，及時排除下滲濾液。沙面以上不同高度安裝有撇水閥門，可及時排除上澄水。
⒉2污泥量的確定
⒉2.1原水濁度與懸浮固體濃度間的關系
凈水廠的化學凝聚沉淀污泥，主要由原水中的懸浮物、膠體物質、有機物、以及混凝劑形成的膠狀金屬氫氧化物組成。在原水中有機物含量不高情況，水廠污泥中的固體物含量，大體上可由原水中懸浮物總量加上投加的藥劑量計算得到。
原水濁度（Turbidity)和懸浮固體含量（Suspension Solid)均可用來表征原水中含泥量的多少，水廠通常只有濁度指標。西區水廠原水濁度及其懸浮物含量的相關關系如圖4，
經線性回歸有如下關系：
SS=1.76T+4.9
式中SS——原水的懸浮固體含量，mg/L；
T——原水濁度，NTU。
回歸分析中相關系數為R2=0.98，相關性很好。
⒉2.2.污泥量的計算
根據式（1）的回歸關系，以及礬耗與生成的A1（OH）3的重量比，可得出原水濁度、礬耗與污泥的干固體產量之間的關系如下式所示：
Cw=SS+P×A
式中Cw--單位水量的污泥干固體量，mg/L；
P—藥劑和由藥劑產生的固體物之間的重量比，這里取0.234。（西廠礬耗折算為A12（SO4）3.18H2O， 2A1(OH)3/A12(SO4)3.18H2O=0.234)
A—藥劑投加量，mg/L。
Sw=Cw×Q×10-6
式中Sw—日產干固體量，t/d；
Cw——單位水量的污泥干固體量，mg/L；
Q— 以終期日產量60萬m3/d計。
西區水廠取水口上游建有水口水電站，對閩江上游的泥砂有較強的靜沉和攔截作用，西區水廠原水濁度常年較低，但是由于受洪水及水口水庫存放水的影響，常年在5——8月份有較大的波動。以最高濁度作為凈水廠排泥處理設施的選擇依據顯然是不經濟的，比較合理的作法是以95%保證率為基本要求，對最高濁度時進行校核調節容積。
以1999年西區水廠原水濁度作頻率分析，得原水濁度頻率曲線如圖5。
由頻率曲線及西廠生產報表可知，西廠原水平均濁度為24.9 NTU，相應礬耗為14.4mg/L；濁度較高時（即95%概率）濁度為35NTU，相慶礬耗為19mg/L；1%概率時濁度約為150NTU，相應礬耗為24mg/L。沉淀池出水濁度最不利時為8NTU，濾池出水濁度最不利時為0.5NTU。所以，在95%保證率下，西區水廠日產干污泥量Sw=42.6tds。
2.3.污泥的濃縮
污泥的重力濃縮是污泥脫水前必不可少的預處理過程，無論是天然干化或是機械脫水，經過濃縮預處理可以大大降低后續過程的設計規模和工作負荷。
2.3.1.西區水廠污泥性質
現場測試的西區廠沉淀池污泥性質如表1。
西區水廠沉淀池污泥性質表
測定日期 含固率
（%） 懸浮固體SS
（g/1) 揮發性懸浮固體VSS
（g/L) 化學需氧量
（mg/L) 比阻r
(cm/g) 壓縮性系數s 3.26 1.76 16.9 1.65 477.9 1.5E12 11.3 4.9E11 0.9 11.25 9.3E11 0.79 12.11 4.7E11 0.88 12.25 1.06E12 1.13 3.31 4.2 40.9 5.1 2515.6 1.05E12 1.08 4.7 1.7 16.9 2.9 1753.6 2.05E12 0.86 6.28 0.8 7.8 780.2 1.88E12 0.99 6.29 2.2 21.1 1364.7 9.6E11 1.05 7.8 2.35 23.3 1400 7.14E11 7.15 1.9 18.9 1095 8.34E11 0.98
比阻r在4.7×1011至2.5×1012cm/g的范圍內變化，如果沉淀池及時排泥，絮凝污泥未因放置時間太長而失去活性，比阻不超過1.251012cm/g，按AWWA的劃分標準，西區水廠污泥的脫水性能在鋁鹽絮凝污泥中發球中間水平。西廠沉淀池排泥有時周期比較長。這雖然對提高排泥含固率有利，但對污泥脫水性能及控制濃縮池上清液濁度不利。因此及時排泥，有利于保證污泥的處理效果。壓縮系數s在0.79-1.13之間變化。s太低污泥顆粒容易堵塞濾布，太高則顆粒剛性大，顆粒間的水分部不容易被擠壓排出。西區水廠壓縮系數在0.79-1.13之間屬比較理想的范圍。西廠污泥中VSS占SS的比例為10%左右，屬河水水源的正常范圍，比一般水庫存水污泥的灰分低。有機物含量低，污泥的親水性也就小，比較容易脫水。西廠污染性質測試的結果，從r、s、VSS等方面看，西區水廠的污泥脫水性能尚好，比多數水庫水的污泥好；較濁度較高，且有機物含量低的河水污泥稍差。
2.3.2.西廠污泥的重力濃縮
迪克（Dick）的固體通量法5靜態沉降試驗是重力濃縮最常用的試驗方法。
固體通量法可以表示為：
G=Gu+Gi=uCi+viCi
式中 G——總固體通量，kg/m2.hr；
Ci--=-污泥固體深度，kg/m3；
Gu----向下流固體通量，kg/m2。hr；
Gi----自重固體通量，kg/m2.hr；
u----向下流濟m/hr；
vi---初始固體濃度為的界面沉速m/hr。
濃縮池的面積：
A≥Q0C0/GL
式中Q0--入流污泥流量，m3/hr；
CO--入流污泥濃度，kg/m3；
GL--極限固體通量，kg/m2.hr；
A--濃縮池面積m2。
西區水廠沉淀池污泥進行了多次沉降性能的測定，圖6、圖7為其中兩組。
關鍵詞：河道 污泥 射流干化
中圖分類號：TV851 文獻標識碼：A 文章編號：1672-3791（2017）04（a）-0071-02
1 國內河湖淤泥污染狀況
（1）河道淤積嚴重；（2）水體污染嚴重，生態環境退化；（3）河道治理的生態理念缺失。
2 河道清淤的必要性
2.1 增加排污泄洪能力
污染河道泥沙淤積嚴重，抬高了河床，降低了河道的排污泄洪能力。
2.2 提高河道綜合效益
河道淤積侵占了河道容量，降低了河道的綜合利用效益，如防洪、灌溉、供水、通航等。
2.3 穩固河堤
河床抬高，水位變高，對兩岸河堤形成了威脅，雨季時節容易發生“小河大災”的危險。
2.4 去除污染物、保護水體
淤泥的長期淤積會導致底質交換條件減弱，造成水體污染；也可能出現富營養化，影響水質和水體的生態平衡，通過清淤可達到“水清、河暢、岸綠、景美”的目標。
3 治理方案原則
對于河道淤泥，主要治理方案如圖1所示。
根據河道淤泥的粒度特性，進行粒徑分級，然后采取不同工藝進行處理，處理工藝有：（1）入料及大粒經渣料分離： 河道淤泥通過鏟車或泵送至大粒徑處理單元，根據物料特性，可以選擇入料格柵或者振動篩來進行處理，通過大粒徑處理單元，50 mm以上的大粒徑渣料被初步分離。（2）攪拌和淘洗：50 mm以下物料進入攪拌槽，進行攪拌和淘洗。淘洗后螺旋輸送機將物料送到中粒徑處理單元。（3）中粒徑渣料分離：中粒徑處理單元采用3 mm分級振動篩分級，將3～50 mm渣料進行篩分和脫水。脫水后渣料進入輸送機輸出；（4）泥水分離：3 mm以下細粒徑渣料進入高頻篩，進行0.045分級，0.045～3 mm細粒徑渣料通過泥水分離單元底流口排出，通過篩分脫水，進入輸送機輸出，上清液通過泥水分離器溢流口返回儲液箱。（5）極細粒徑脫水：0.045 mm以下通過儲料箱進入壓濾機或者沉降離心機脫水；（6）干化單元：0.045～3 mm以及0.045 mm以下經過脫水后污泥進入干化系統來進行干化，可以干化至30%含水以下，達到資源化利用條件；（7）資源化利用單元：根據污泥特性可對干化后污泥進行資源化利用，可以制作免燒磚用來護堤，也可直接用于護堤用土或者樹木種植用土直接就地使用。
4 淤泥處置工藝
4.1 污泥制磚
結合目前的環保政策，我們采用污泥免燒磚凝結劑，可將干化處理后的污泥含有的有害成分及重金屬成分凝結穩定后，進一步采用免燒技術制磚，避免污泥處理時因高溫焚燒需要的大量能耗及焚燒可能產生的有害氣體造成的二次污染。可低成本就地快速地將廢棄污泥制成環保型的免燒磚。還可以摻入30%～60%的工業廢棄物（如粉煤灰、爐渣、礦渣、電石泥、煤矸石與建筑廢棄物等），因此，它是一項非常環保的項目，同時其生產成本比水泥沙石的免燒磚低20%～30%。
4.2 通過對淤泥進行改性，作為兩岸護堤土
河道淤泥質土具有含水量高、強度低、腐殖質含量大等特點，不做處理很難直接作為填土材料加以利用。我們通過一系列的干化處理技術將淤泥的含水率將至30%以下，通過摻入固化材料使它具有一定的自硬能力，從而形成具有一般土同等程度或以上工程性質的土工材料，這樣就可以將淤泥或淤泥質土再生資源化，并作為填土材料加以綜合利用。處理土的強度可以根據工程的實際要求進行調整。
4.3 作為當地園林綠化肥
河道污泥中含有十分豐富的有機質和植物生長所需的其他營養物質，通過我們的射流干化技術后，99%的病原體及蟲卵都被殺死，經過除臭處理后可用作城市綠化園林用肥，污泥堆肥施用于河道藍線范圍內的綠化土地后，可為濱河植被提供可觀的有機肥，有利于濱河綠化植被生L，該處理方案減少了運輸費用，又避開了食物鏈，實現經濟效益和社會效益雙贏。
4.4 其他處理方式
經檢測存在重金屬含量超標、有毒化學物質污染的重污染污泥采用就地協同廠家采用焚燒、水泥窯協同處置、等離子汽化爐等方式解決，避免造成二次污染。
城市內河流、湖泊周圍環境各異，其所處環境的各異決定了我們對其進行的清淤、水體養護工作必須因地制宜，要根據每段水體的不同狀況出具合理有效的處理方式與處置方式，及時有效地完成河道的清淤、養護工作。
4.5 核心干化技術介紹
采用先進的“低溫射流干化技術”，低溫射流干化是一種全新的干化工藝，不同于傳統的干化方式，能夠在常溫常壓條件下，將物料中的水分分離，達到干化的目的，是一種高效的非熱傳遞原理的干化方法。
低溫射流干化系統工藝特點如下。
（1）無需添加劑：干化過程無需添加石灰、三氯化鐵等調理劑，污泥干基不會增加。
（2）非蒸發工藝，自由水可全部脫除：低溫射流干化工藝為非蒸發脫水工藝，干化過程溫度不超過60 ℃，無需消耗熱能去完成脫水任務。
（3）低溫射流干化工藝脫水效果顯著：低溫射流干化工藝脫水，污泥含水量可從80%直接降到30%以下，減量效果非常顯著。
（4）低溫工藝，降低惡臭氣體逃逸率：低溫射流干化工藝采用機械方式脫水，無需外加熱源，污泥溫度無變化，不會造成污泥內部惡臭氣體外溢，降低惡臭氣體逃逸率，環境友好。
（5）殺菌作用：該技術干化的過程伴隨著污泥破碎，使細菌壁破裂，殺菌效果顯著。
（6）自動化程度高，實現無人值守：采用集中控制系統，并配置全套安全運行檢測傳感器，實時檢測系統運行狀態，并配置可視化系統，實現系統運行的無人值守。
（7）模塊化設計，占地面積小：低溫射流干化工藝采用模塊化設計，處理量和處理后的含水率可根據用戶要求進行調整，干化系統模塊化設計，包含除塵除臭在內占地面積小、結構緊湊、布局合理。
（8）同質化：可實現污泥與不同物料的混合干化和同質化，通過射流干化后混合更均勻。
5 結語
污泥的合理處理，不僅需要進行新的工藝研究，降低污泥的處理成本及處理效率，而且需要加強不斷開發污泥處理副產物的利用價值，不斷提高無你的資源化利用程度，總之，污泥的處理不能僅局限于污泥或者污水的處理，要從大局觀出發，從環境的二次污染、人們的衛生安全、社會的長期效益等多方面進行綜合考慮，不斷地開發污泥的處理處置工藝，降低污泥處理成本，開發污泥的可利用價值。
參考文獻
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關鍵詞：零污泥排放 活性污泥 接觸氧化
一、概述
“零污泥排放”或低污泥量排放的好氧生物處理工藝在部分小型污水處理工程得到應用。然而，本公司認為“零污泥排放”并非是系統中沒有污泥產生。依據本公司的成功案例，現將“零污泥排放”加以闡述，同時分析其經濟技術上的可行性，以供環保同行參考。
二、成因分析
關鍵詞：VT 井式生化反應器 高溫好氧污泥消化
加拿大諾曼公司在污水處理方面推出了一項專利技術--雙威污水污泥處理系統，包括VERTREATTM污水處理工藝(簡稱VT工藝)和VERTADTM污泥處理工藝(簡稱VD工藝)。在加拿大和美國已建有3座采用該工藝的污水處理廠投入運行。
1 VT處理工藝
1.1 工藝概況
VT污水處理工藝利用潛置于地下的豎向反應器對污水進行超深水好氧生物處理。該工藝與普通深井曝氣工藝相比，其主要特點是：設有3個不同功能的處理區，使反應池體積更小、氧的利用率更高，從而有效地降低了工程投資和運行費用。井式生化反應器從上而下分為氧化區、混合區及深度氧化區3個部分(見圖1)。該反應器深一般為75～110 m，直徑通常為0.7～6 m。
VERTREATTM是一種高效率的生物反應器，可以廣泛地用于高濃度工業廢水和生活污水的處理，與其他深井曝氣工藝相比較，其不同之處在于，VERTREATTM工藝包括3個不同的處理區。氧化區：這個區在井筒的上部，包括一個同心通風試管和供混合液體再循環帶；混合區：這個區域直接位于氧化區的下部，恰好位于整個井深度為3/4的位置，上部區域高速率的生物氧化反應所需的空氣注入到混合區，提供空氣提升循環的運行動力；深度氧化區：這部分位于井的底部。
VERTREATTM反應器可以通過普通的井鉆和井鑿技術來安裝。反應器深度通常可達110 m，其占地面積僅相當于傳統活性污泥法一個反應池的占地；其空氣消耗量為傳統活性污泥法的10%。井筒的直徑一般可達3 m，其具體大小由待處理的污水的水質和水量來決定。
1.2 工藝流程
參見圖1，工藝具體流程如下：
①起始階段，空氣通過入流管進入混合區以產生循環。升起的氣泡產生一個密度坡度，從而導致空氣在氧化區內循環。
②一旦這個循環建立并穩定后，空氣注入點轉移到混合區的下部。未處理的污水通過入流管在混合區空氣注入點的同等高度進入液體循環。
③壓力和深度導致了高的氧氣傳導速率從而保證混合區內的混合溶液中具有高的溶解氧量。氧化區內高的反應速率保證了有機物能在垂直循環圈的上部被生物氧化。
④再循環液體沿著井筒的豎壁到達上部箱體中，在那里含有廢氣的氣泡可以將廢氣釋放進入大氣。去掉這些微生物呼吸作用產生的氣態產物對于防止這些廢氣重新回到系統內而影響空氣動力效率是非常必要的。
⑤混合液體中比例較小的一部分從混合區進入下部深度氧化區。這個區域內溶解氧含量極高，停留時間較長，因而有極高的BOD去除率。同時飽含的溶氣也有利于后續氣浮澄清池中的固液分離。
⑥深度氧化區內的混合液體以極快的速度(2 m/s)進入氣浮澄清池，這可保證砂粒和固體物質不會沉積在井的底部。
⑦混合液體行至上表面過程中的快速減壓可以產生經過充分充氧的低密度的懸浮物。再經過氣浮澄清池中的有效分離，可以產生結合密實的生物絮體和高質量的待消毒和排放的液體。
1.3 工藝特點
與其他污水生物處理工藝相比，VT技術具有以下特點：
(1)運行費用低。通常只有傳統活性污泥法的一半以下。
(2)占地少。本系統結構非常緊湊，所需占地面積通常只有傳統工藝的10%～20%。
(3)環境影響小。和傳統工藝相比，VT工藝的VOC(揮發性有機化合物)排放量是最低的。由于占地小，也便于根據特定需要將系統置于封閉的建筑之內。
(4)維修、管理方便。并可以通過自動控制，實現無人值守。
(5)抗沖擊負荷能力強。
1.4 主要技術經濟指標
BOD去除率≥95%；出水BOD＜15 mg/L，SS＜15 mg/L；去除1 kg BOD耗電≤0.8 kW·h。對城市污水而言，每處理1 m3水耗電0.1 kW·h左右；占地面積僅為傳統污水處理工藝的10%～20%。
2 VD處理工藝
2.1 工藝概況
VD工藝是一種高溫好氧污泥消化技術，初沉污泥及剩余活性污泥經VD工藝處理后，可轉化成美國環境保護局(USEPA)CFR?503條規定的A級生物固體。A級生物固體可直接用作土壤肥料，徹底解決污泥的最終處置問題。該工藝的核心是深埋于地下的井式高壓反應器( 見圖2)。該反應器深一般是110 m，井的直徑通常是0.5～3 m，所占面積僅為傳統污泥消化技術的一個零頭。
VERTADTM是一個高效的高溫好氧污泥消化過程。與其他高溫消化系統相比，其不同之處在于將3個獨立的功能區放在1個反應器中進行。井筒的最上部是第一級反應區，包括一個同心通風試管和用于混合液體循環的再循環帶。混合區在第一級反應區的下部，位于整個井筒的1/2深度處。在井筒上部區域所發生的高速率生物氧化所需的空氣注入區域，為空氣循環提升提供動力。第二級反應區域在井筒的底部，井徑3 m，井深一般約100 m，是普通好氣氧化所用氣量的10%。具體由污水濃度及污泥量確定。
2.2 工藝流程
參見圖2，具體工藝過程如下：
①起始階段，空氣通過入流管進入混合區以產生循環。升起氣泡產生一個密度坡度，從而導致空氣在氧化區內循環。
②一旦這個循環建立并穩定后，空氣注入點轉移到混合區的下部。未處理的污泥通過入流管在混合區空氣注入點的同等高度進入液體循環。
③壓力和深度導致了高的氧氣傳導速率從而保證混合區內的混合溶液中具有高的溶解氧量。氧化區內高的反應速率保證了有機物能在垂直循環圈的上部被生物氧化。
④再循環液體沿著井筒的豎壁到達上部箱體中，在那里含有廢氣的氣泡可以將廢氣釋放入大氣中。去掉這些微生物呼吸作用產生的氣態產物，對于防止這些廢氣重新回到系統內影響空氣動力效率是非常必要的。
⑤混合液體中比例較小的一部分從混合區進入下部第二級消化區。這個區域內溶解氧含量極高，停留時間較長，所以，污泥中剩余的有機物在此被高度氧化。同時所含的溶氣也有利于后續產物池中的固液分離。此過程最關鍵和最重要的特點是在這個過程中隨著有機物的氧化，污泥溫度不斷升高，并利用周圍良好的保溫環境使反應器的溫度得到穩定。
⑥消化后的污泥以極快的速度到達地表的產物箱，這個速度可以保證砂粒和固體物質不會沉積在井底。
⑦混合液體行至上表面過程中快速的減壓可以導致固體物質從液體中分離并懸浮于表面。分離出來的高濃度生物具有不同的用處。廢液循環至二級處理以便于達標排放。
2.3 工藝特點
VD污泥處理技術與傳統的厭氧及好氧污泥處理工藝相比，具有以下優點：
(1)投資省。在大多數情況下，總投資比傳統工藝低。
(2)占地小。本系統結構非常緊湊，占地面積小。
(3)處理效果好。在處理過程中，揮發性固體要減少40%～50%。經處理后的出廠污泥可達到US EPA污泥A級標準。污泥經脫水后，可以直接用作土壤肥料，徹底解決污泥的最終處置問題。
(4)運行費用為傳統高溫好氧消化的一半以下。
(5)對經消化后的污泥，只需投加少量的有機絮凝劑進行污泥脫水，就可使污泥的含水率降至65%～70%。
(6)環境影響小。采用VD污泥處理工藝，異味氣體和揮發性有機物的排放量很低。
(7)在氣候非常惡劣的地方，或者對環境有特殊需要的情況下，便于將該系統置于封閉的建筑之內。
(8)維修、管理方便。并可以通過自動控制，實現無人值守。
(9)使用價錢不高的熱交換器，即可實現過程的熱量回收(收回的熱量可以用來采暖)，而不需像厭氧消化那樣配置價格昂貴的氣體凈化裝置和專用鍋爐。
關鍵詞：廢水處理 生活污水 厭氧處理 水解 水解升流污泥床 粒污泥膨脹床
筆者與他人在厭氧(水解)處理低濃度污水的研究中發現水解反應器(HUSB)在短的停留時間(HRT=2.5 h)和相對高的水力負荷［＞1.5 m3/(m2·h)］下獲得高的SS去除率(實驗室和生產性試驗中分別取得平均90%和85%的SS去除率)，并可改善原污水的可生化性和溶解性，以利于好氧后處理工藝［1、2］。但是，其COD去除率僅有40%～50%，溶解性COD的去除率更低，事實上僅能夠起到預酸化作用。與此同時，在荷蘭Wageningen 農業大學進行的傳統UASB和EGSB反應器、特別是EGSB的研究發現其可有效地去除溶解性 COD 組分，但對于懸浮性COD的去除很差［3］。上述研究表明，兩種各自開發的處理工藝的優點和缺點是互補的。因此，聯合進行了HUSB+EGSB串聯工藝處理城市污水的合作研究(見圖1)。
1 材料和方法
1.1反應器，接種物和啟動
HUSB反應器(200L)直接運行在滿水力負荷下，即HRT=3.0h和v=1.0m/h的上升流速下。EGSB反應器(120L)在兩個月后啟動，采用出水回流保持高的上升流速。試驗采用Benneom村的合流制生活污水在常溫下進行。HUSB接種 Renkum污水處理廠消化污泥，EGSB 接種顆粒污泥取自面粉加工廠 UASB 裝置，最大甲烷菌比活性分別為0.14和0.21kgCH4-COD/(kgVSS·d)(30℃)。間歇回流試驗設備包括一個內徑53mm、高度為600m(總體積為1.25L)反應柱和一個工作容積為5L的容器(圖1b)［4］。從連續運行的EGSB反應器內取出1L的顆粒污泥放入反應柱內，在試驗完畢后顆粒污泥放回EGSB反應器。
1.2取樣和分析方法
化學分析取24h混合樣(保存在4℃冰箱內)。SS、BOD5、凱氏氮和總磷采用原污水樣，VFA、NH3-N、NO2-N、NO3-N、PO43-P的測定采用濾紙(孔徑4.4μm)過濾樣，污泥濃度和上述分析采用標準方法［5]COD采用微量測定方法［6］，CODt、CODm和CODf分別代表總COD、0.45μm和4.4μm濾紙過濾的COD，膠體CODc和懸浮CODs分別被定義為CODf與CODm之差、CODt和CODf之差。
2 HUSB反應器的運轉結果
2.1運轉結果
水解反應器在整個試驗期間的水力停留時間為3.0h，總COD去除率在30%～50%之間變化。懸浮性和膠體性COD的平均去除率分別達60%和20%，不出所料在反應器內基本沒有溶解性COD的去除率。雖然進水濃度和溫度變化很大，但反應器的運行相當穩定，很明顯可適應進水的波動，因此它可減少沖擊負荷，這一特點對于后處理肯定有益。
按進水濃度和溫度變化，運轉結果可分為幾組數據(表1)。在低溫條件下(T=11℃，190～206d)觀察到最低的COD去除率，這時進水濃度從600mg/L減少到300mg/L，COD去除率從40%降低到10%，主要是由于雨季的進水濃度低所引起，因為在進水濃度較高的低溫條件下(207～272d，T=12℃)，CODt的去除率并沒有降低。
表1 溫度和濃度與去除率之間的關系 階段（d) 數據（N） 溫度 CODt
(mg/L) CODf
(mg/L) CODm
(mg/L) SS
(mg/L) VFA(mg/L） COD去除率（%） SS去除率（%） 范圍 平均 進水 出水 Et Ef/t Em Ee Es 1～189 113 14～21 17 697 342 197 237 59 107 38 52 -2.6 23 65 83 190～204* 8 9～12 11 318 170 100 171 13 34 11 45 7.3 -16 25 77 206～272 39 8～13 12 507 286 116 154 40 73 37 57 16.1 39 49 75 總平均 8～21 650 321 187 217 54 99 37 53 -0.9 23 58 81 注 *為雨季及寒冷季節數據；VFA以VFA-COD計；
Et=100×{CODt(進）-CODt(出）}/CODt(進）；Ef/t=100×{CODt(進）-CODt(出）}/CODt(進）；
Em=100×{CODm(進）-CODm(出）}/CODm(進）；Ec=100×{CODc(進）-CODc(出）}/CODc(進）；
Es=100×{CODs(進）-CODs(出）}/CODs(進）；
2.2 剩余污泥的產生和去除平衡
在幾個特定期間進行了水解反應器污泥和COD的平衡試驗，數據見圖2。在水解反應器采用污泥水解率來表示污泥穩定化程度，從圖2的數值可以計算出水解率為53%，這表明相當量被去除的SS轉化為溶解性物質(或膠體COD)，因此本工藝在T=19℃條件下取得了一定的污泥穩定化(R=53%)。除了SS的去除和液化，在反應器內也發生了相當程度的酸化反應，因為在反應器中VFA從60mg/L增加到112mg/L。COD的平均去除率為40%，而去除的37%的COD仍然保留在污泥中或作為剩余污泥被排放，其余去除的COD(175mg/L)可能的降解途徑包括甲烷化過程、硫酸鹽還原和氫氣的產生。在出水中存在著大約25mg/L的溶解性甲烷，在20℃下相當于100mg/L的COD。Bennekom生活污水包含15mgSO42--S/L［3］，其完全還原要消耗30mgCOD/L，這些數據加上可能逸出到氣相的CH4和H2可構成較為完全的物料平衡。
2.3 出水性質
為了評價水解反應器的運行效果，反應前后的污水特性列于表2和圖3中，最為顯著的變化是BOD/COD值和污水有機物溶解性的變化，這些指數的升高表明總COD中易生物降解性組分的增加，表2中的結果也表明VFA的增加。雖然從圖3和表2的數據還不能得出水解反應發生的結論，但SS的物料平衡監測可以證實去除的SS確實發生了水解。
表2 水解反應前后污水性質的變化（HRT=3.0h） 項目 CODt(mg/L) BOD5(mg/L) SS(mg/L) BOD5f/BOD5 VFA/CODT BOD5f/COD CODt/CODt CODm/CODt 進水 650 346 217 0.67 0.09 0.54 0.49 0.29 出水 397 254 33 0.91 0.25 0.61 0.73 0.49
3 EGSB和系統運行結果
3.1 運轉結果
表3匯總了EGSB反應器在不同的HRT、上升流速(v)和溫度條件下的試驗結果，從這些結果可以看出EGSB反應器的去除效率幾乎不受停留時間的影響。去除率不同與采用的上升流速密切相關，并且主要反映在溶解性和懸浮性COD的去除上。在高的上升流速下(v=12 m/h)懸浮性和膠體性COD組分的去除效率很差；當上升流速在6.0m/h以下時，處理效果良好，這表明對于低濃度污水(如城市污水)，采用較低的上升流速是適合的，雖然在低溫條件下(T=12 ℃)觀察到去除率的降低，但是沒有進一步的證據表明系統在低溫條件下已超負荷。事實上與此相反，在整個試驗期間出水VFA平均為1.2mgVFA-COD/L，即使在寒冷氣候條件下仍保持低的水平值(2.0mg/L)，系統仍然處于低污泥負荷，很明顯對有機物的處理潛力沒有被充分利用。在T＞15 ℃和T=12 ℃時沼氣產量分別是70 L/m3和23 L/m3(污水)，并且甲烷含量為80%。
表3 不同上升流速、HRT和溫度下EGSB反應器試驗結果 階段（d） 數據n 平均溫度（℃） υ(m/h) HRT（h） LR*[g(L.d)] CODt(mg/L) CODf(mg/L) CODm(mg/L) COD去除率（%） 產氣量 Et Em Ee Es (L/m3) （L/kgCOD去除） 71～92 14 19 12.0 4.0 2.4 419 338 222 36 60 25 19 65 83 93～112 14 20 6.0 2.0 5.0 407 316 213 48 58 25 43 25 77 115～185 34 20 2.0 2.0 5.0 378 280 191 41 49 25 39 49 75 186～272 32 12 6.0 2.0 3.7 301 203 128 27 32 16 39 58 81 注 LR*表示COD負荷。 3.2 整個工藝流程的運轉結果
根據常溫條件下(9～21 ℃)總停留時間為5 h的運轉結果，從處理效率、產氣量和污泥穩定化程度等方面講是令人鼓舞的(見表4)。
表4 HUSB和EGSB反應器串聯工藝的運行結果 反應器 HUSB反應器（平均） EGSB反應器（平均） 系統總結果（平均） 溫度（℃） 17 11 17 12 17 12 HRT(h) 3.0 2.0 5.0 COD負荷[g/(L.d)] 5.3 4.0 4.2 3.7 Et(%) 38 37 48 27 69 51 Em(%) -2.6 16 58 32 51 41 Ec(%) 23 39 25 16 40 24 Es(%) 65 49 43 39 79 67
在旱季和T>15℃條件下，總COD去除率為70%；在雨季和寒冷氣候條件下(T=12℃)，系統的COD去除率有所下降(40%～60%)，但最終出水COD維持在同一水平，即200～250mg/L。本試驗采用的HRT為5.0h，但以往的研究結果表明采用更短的HRT是可能的。在溫和氣候條件下建議水解反應器的HRT采用2.5～3.0h，EGSB采用1.0～2.0h。
3.3 膠體性COD的去除
為了評價UASB和EGSB反應器對于膠體物質的去除效率，分別進行了補充回流降解試驗(表5)。雖然在UASB和EGSB運行條件下膠體的CODc最終可以被很好地降解(去除率分別為63%和80%)，但在24 h去除率僅為32%和23%。這樣差的去除效率是由于膠體物質不能被甲烷菌直接利用，只有水解和酸化發酵的產物才能被甲烷菌利用。
表5 采用HUSB反應器出水回流試驗（T=20℃） 時間（h） CODt=0(mg/L) Et(%) Ee(%) Es(%) Em(%) 144(a) 502 74.1 80.2 96.1 56.8 24(a) 63.0 32.2 91.9 52.1 144(b) 502 71.1 63.1 92.3 61.0 24(b) 59.0 23.2 81.0 61.0 注 a: UASB運行方式（υ=1.0m/h）；
b：EGSB運行方式（υ=6.0m/h）； 4 討論和結論
在本研究中，發現采用EGSB系統對溶解性COD的去除可以完全歸結為VFA的去除，而非酸性溶解性組分在EGSB出水中保持一個恒定的水平(圖3)。因此反應的限速階段是膠體COD的去除，其占EGSB反應器出水的80%。Yodo等人(1985)曾報道有60%～70%進水中的膠體物質經處理后很難去除仍保留在厭氧流化床出水中［7］，但他們也報道過這種組分很容易采用好氧后處理去除。Breure等人(1991)報道蛋白質從來不能在厭氧反應器中被完全水解，并且這種基質比其他基質(如碳水化合物)更難降解［8］。另一方面，HUSB反應器在低溫條件下去除的CODs和CODc水解和酸化率較低，導致HUSB反應器的污泥穩定化程度降低，因此系統最終很可能僅使污泥得到部分的穩定化[9]。
為了改善系統在寒冷季節污泥的穩定化程度和對于膠體物質的去除效率，HUSB反應器配合一個污泥穩定裝置，其與水解反應器并聯運行，可以改善水解污泥的排泥穩定性。考慮到EGSB反應器在相關的溫度范圍具有相當高的降解VFA和可生物降解溶解性COD的潛力這一事實，采用這種污泥穩定工藝可以主要限于水解和酸化階段。酸化后的污泥將回流到水解反應器中，產生的VFA 將隨HUSB反應器的出水進入EGSB反應器。此工藝對于低濃度復雜廢水的處理具有下列優點：①提供了污泥進一步甚至完全的穩定，從而減少了污泥產量；②可以利用EGSB反應器的處理潛力，增加了沼氣的產量和能源的回收；③對復雜廢水不僅處理了溶解性組分，也處理了懸浮性和膠體性物質。
通過研究可以得出如下結論：
①在常溫條件下(9～21 ℃)采用HUSB和EGSB反應器串聯工藝處理低濃度城市生活污水，在水力停留時間、處理效率、沼氣產率和污泥穩定化方面比其一級UASB系統具有明顯的優點。在5.0h的水力停留時間和T>15℃或T=12℃條件下，可分別獲得71%的COD 83%的SS和51%的COD 76%的SS去除率。
②HUSB反應器提供了有效去除有機物(特別是懸浮性固體)以及進而的液化和酸化反應。高的懸浮物去除率歸結于污泥和污水的充分接觸，適當的啟動措施對于抑制甲烷產生起了重要的作用。
③在整個試驗期間，EGSB反應器的沼氣產量十分穩定，產生的沼氣主要在氣相(在T＞15℃超過60%)中并值得回收。低的出水VFA數值表明系統在HRT=2.0h時仍處于低負荷，基于本研究及其以前研究的結果，建議HUSB和EGSB反應器適當的HRT分別為2.5～3.0h和1.0～2.0h，即整個系統的停留時間為3.5～5h。技術上的簡單性并配以可觀的能源回收，使整個系統成為有吸引力的城市污水替代工藝。
④在出水中相對高的膠體COD濃度表明膠體物的進一步去除或這種細小物質的進一步轉化是城市污水厭氧處理工藝中的限速階段，為了完全穩定地去除SS，在本研究中提出了與HUSB反應器并聯的污泥穩定工藝。這種方式對提高HUSB反應器水解污泥能力需要進一步試驗考察。
參考文獻
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