兴源视界

1　引　言
渗滤液在填埋体内的流动和水分分布是生物反应器填埋技术应用的关键[ 1 ] ,而垃圾的渗透性是影响填埋体内水流运动和水分分布的主要因素。因此,确定垃圾的渗透性对于生物反应器填埋技术中回灌和收集设施的设计非常重要。垃圾的渗透系数可采用现场试验确定,Oweis等[ 2 ]和Townsend等[ 3 ]分别采用抽水试验和大尺寸试坑渗漏试验,测试了实际填埋场中垃圾的渗透系数[ 2, 3 ] ,现场测得的渗透系数值相差几个数量级( 1E26～1E23 cm / s) 。由于现场试验成本高,测试结果差异较大,因此采用实验室方法确定垃圾的渗透系数有重要的意义。
Grace等[ 4 ] 、Korfiatis等[ 5 ]和陆晓平等[ 6 ]采用常水头测渗装置,分别对取自填埋场的垃圾进行实验室测
定,由于采用的测试容器较小(直径不超过10 cm) ,所得测试结果的代表性较差。Chen等[ 7 ]采用上流式常水头渗透系数法,利用直径38 cm,高122 cm的容器分别对纸、纸和塑料的混合物以及纸、塑料和庭院垃圾的混合物进行测试,其测试物质不能完全代表实际填埋场的垃圾。垃圾的渗透性与垃圾的性质和垃圾的压实程度密切相关,与稳定化垃圾(陈垃圾)相比,新鲜垃圾含水率高,有机质含量大,新鲜垃圾和陈垃圾的渗透性必然存在差异。比较新鲜城市生活垃圾和陈垃圾的渗透系数的实验研究还未见报道。本研究的目的是确定这2种不同性质的垃圾
在不同压实密度下的渗透性。
2　实验部分2. 1　测试装置
测试柱直径38 cm,高120 cm。PVC管,壁厚112 cm。用PVC平板封底,厚1. 2 cm。距管底10 cm处设支撑平板,厚1. 0 cm。支撑板上开孔,孔直径0. 5 cm,开孔间距2 cm ×2 cm。测试柱侧壁离底面5 cm高处设一内径为2 cm的进水口,进水口向上每隔15 cm设一测压孔,孔径0. 5 cm。测压孔连接高3. 5 m的水柱测压管。测试柱侧壁上设高度为
60 cm,宽4 cm的视窗。装置示意图见图1。

图1　渗透系数测试装置示意图
Fig11　The apparatus for hydraulic conductivity measurement
3套测试装置的进水口并联,由同一个高位水箱供水,以同时控制3个测试柱内的水力梯度。
2. 2　实验材料
新鲜垃圾取自上海市某居民区生活垃圾压缩转运站,取样当天从20箱垃圾中随机取4箱。陈垃圾取自上海市老港填埋场,填埋龄3 a。新鲜垃圾的成分为:食品垃圾(厨余果皮类垃圾)占69. 1% ,塑料占10. 0% ,纸张占14. 0% ,玻璃占1. 6% ,织物占3.5%,金属占0. 4% ,其他1. 4% ,均以质量比例计。陈垃圾中:塑料13. 5% ,织物0. 5% ,纸张1. 5% ,金属2. 5% ,玻璃3. 0%,竹木2. 5%,其他渣土碎石碎屑76. 5%。
垃圾装填前将金属、玻璃容器等大块难破碎物剔除,并对塑料等较大物料破碎至特征粒径小于415 cm。人工混合垃圾,采用4分法均匀等分垃圾,每份垃圾重约5 kg,装袋备用。
2. 3　垃圾装填
根据设定的装填垃圾压实密度,确定分层装填垃圾量。装填时,先在垃圾柱底部放一层约10 cm厚的陶粒层,之后分层压实(每放入一层5～10 cm松散垃圾后即压实) 。压实采用人工方法,压实工具为金属杆(直径2 cm镀锌水管)和圆盘锤(直径12 cm) ,以模拟实际填埋场钢轮压实机的压实作用。每次装一定量垃圾压实到一定厚度后,开始自下而上缓慢进水,以保证垃圾充分浸润饱和,同时尽量避免水流对垃圾的浮力抬升作用。当压实垃圾表面有水溢出时,再填入下一层垃圾,重复压实和浸润过程。最终垃圾压实厚度约60 cm。用顶盖压住垃圾,避免垃圾随水流上浮。
2. 4　测试方法
采用常水头渗透系数测试法,由高位水箱同时向3个测试柱供水。根据高位水箱的液面高度、出水口水位和测试柱中垃圾层的高度,确定测试时的水力梯度,其取值分别为0. 5、1. 0、2. 0。不重新装填垃圾,水力梯度由小到大进行测试。垃圾的压实密度分别为:新鲜垃圾, 0. 50、0. 75、0. 95 t/m3 (分别记为新1、新2、新3) ;陈垃圾, 0. 95、1. 20、1. 40 t/m3(分别记为陈1、陈2、陈3) 。供水一段时间后开始测试,待测压管读数稳定后开始记录测试结果。测试过程中发现,新1和陈1在水力梯度为0. 5 (最小值)时,水流速度过大,不符合达西定律中水流为层
流的要求,不适于采用达西定律计算渗透系数。由于实际填埋场内垃圾的压实密度也不会如此之低,故不再进行这2个压实密度下的渗透实验。另外,新2和新3在水力梯度为0. 5时不出水,水力梯度达到113时,才开始有水流出,因此,新鲜垃圾的渗透系数测试过程中水力梯度的变化次序为: 1. 3、2. 0、015。
2. 5　计算方法
根据设定的水力梯度和测得的出水流量,利用

3　结果与讨论
3. 1　测试数据稳定过程
渗透系数随测试时间变化过程见图2。初始阶段,新鲜垃圾的水流通量极小;计算渗透系数甚低,之后迅速上升,达到峰值后逐渐下降,直至走平。陈垃圾柱的渗透系数测试初始阶段没有出现水流通量极小的情况,初始阶段垃圾的渗透系数曲线迅速上升,达到峰值后缓慢下降,最后逐渐走平。

图2　渗透系数随时间变化的测试值
Fig. 2　Temporal p rofile of hydraulic conductivity
of different test columns
对于新鲜垃圾,由于垃圾表面具有憎水性,因而垃圾装填过程中虽采取了强化垃圾饱和的措施,但憎水性表面附着的空气仍可能使垃圾处于不饱和状态,因而初始阶段测试柱的水流通量极低。随后,在水流的作用下,一方面垃圾中残留的空气逐渐被水流带出,垃圾的饱和度提高,另一方面,水流的冲击作用也使得垃圾内部出现较大孔隙,使水流通量迅速增大,这种过程在测试柱内自上而下进行,一定时间后,水流穿透测试柱,表现为渗透系数迅速增大,
直至出现一个峰值。对于陈垃圾,由于降解作用,垃圾憎水性表面少,易于饱和,因而初始阶段渗透系数远大于新鲜垃圾,而未出现渗透系数极低的情况。比较初始阶段不同压实密度下垃圾渗透系数的峰值:新鲜垃圾压实密度为0. 75 t/m3 时的渗透系数峰值( 4. 9E23 cm / s)大于压实密度为0. 95 t/m3的测试柱(3. 4E23 cm / s) ;而对于陈垃圾,压实密度为1. 2 t/m3 时峰值为3. 3E23 cm / s,而压实密度为1. 4 t/m3 时仅为5. 0E24 cm / s。这说明,压实密度越
大,初始阶段水流的作用对测试柱内部垃圾的冲击作用越小。
渗透系数值随后逐渐下降直至走平的原因,可能是垃圾柱内部小颗粒物料随水流的运动。小颗粒物料在水流的作用下向上运动,在测试柱上部局部积累和重新排列,从而使测试柱渗透系数值逐渐减小,最终趋于稳定。为了验证小颗粒的局部积累和重新排列对垃圾渗透性的影响,对垃圾中细小颗粒的渗透系数值进行了测试。实验材料为经1 mm方孔筛筛得的垃圾颗粒,装填入一直径9 cm,高30 cm的有机玻璃柱内,测试渗透系数。垃圾压实密度为
1. 0 t/m3 ,测得细小颗粒层的渗透系数值约为1E25cm / s (见图3) ,该值小于新鲜垃圾和陈垃圾的测试结果。这说明小颗粒的局部积累和重新排列是渗透系数测试值随时间逐渐下降直至走平的重要原因。

图3　小颗粒渗透系数的测试结果
Fig13　Temporal p rofiles of hydraulic conductivity
of the small particle column
3. 2　新鲜垃圾和陈垃圾的渗透系数
根据测试稳定后的出水流量和水力梯度,分别计算各工况下的渗透系数值,计算结果见表1。新鲜垃圾在压实密度为0. 75～0. 95 t/m3 时,渗透系数值为1. 04E203～1. 61E203 cm / s,陈垃圾在压实密度为1. 2 ～1. 4 t/m3 时,渗透系数在1. 11E204 ～1113E203 cm / s之间。

相同的压实密度下,新鲜垃圾的渗透系数小于陈垃圾:压实密度同为0. 95 t/m3 时,新鲜垃圾的渗透系数为1. 49E203 cm / s,而陈垃圾则水流通量过大,测得结果无法用于渗透系数的计算。垃圾的孔隙率、孔隙大小和联通程度是决定垃圾的渗透性的主要因素。垃圾的孔隙率可由垃圾颗粒的真密度和压实密度计算而得,新鲜垃圾的真密度为1. 2～1. 3 t/m3 ,而陈垃圾的真密度为1. 8～2. 1 t/m3[ 8, 9 ] 。在相同的压实密度下,陈垃圾的孔隙率远大于新鲜垃圾。由计算可得,压实密度为0195 t/m3时,新鲜垃圾的孔隙率为30%左右,而陈垃圾的孔隙率大于50%,因而相同压实密度下陈垃圾的渗透系数必然大于新鲜垃圾。计算得压实密度为0. 95 t/m3 的新鲜垃圾和压实密度为1. 2 t/m3 的陈垃圾的孔隙率均为30%左右,虽然2种垃圾中的孔隙大小和联通程度必然存在差异,但由于孔隙率相近,因而测得2种垃圾的渗透系数相近,都在1E23 cm / s左右。
3. 3　压实密度对渗透系数的影响
压实密度对2种垃圾的稳定后渗透系数值的影响不同。对于陈垃圾,压实密度越大,渗透系数越小,压实密度从1. 2 t/m3 增大到114 t/m3 时,渗透系数减小了84%。而对于新鲜垃圾,渗透系数随压实密度增大而减小的关系并不明显,比较压实密度分别为0. 75和0. 95 t/m3 的结果,压实密度大的测试柱渗透系数反而较大,这与其他文献的结果是相悖的[ 6 ] 。考察2个压实密度下新鲜垃圾测试柱不同高度的渗透系数(图4)发现:压实密度为0195 t/m3 的测
试柱,沿水流方向(自下而上)渗透系数逐渐减小,而压实密度为0. 75 t/m3 的测试柱中段渗透系数明显较大, 而上段渗透系数最小, 且与压实密度为0195 t/m3的测试柱的上段结果相近。这表明压实密度较小时,水流运动对测试柱内垃圾的冲击显然较大;压实密度较小时,测试柱内易出现大孔隙沟道流,使垃圾的渗透性明显增大。而在测试柱上段,由于垃圾中的小颗粒的夹带迁移、局部富集和重新排列的作用,使此段垃圾的渗透系数最小。压实密度较大时,测试柱内水流冲击造成的大孔隙沟流作用并不显著,垃圾颗粒的重新排列使垃圾的渗透性沿水流方向逐渐降低。由于垃圾成分相同,两种压实密度下垃圾中小颗粒物质相似,水流的夹带迁移作用使小颗粒物质在测试柱顶部富集重排,从而使得测试柱顶部渗透系数值相近,因而不同压实密度下测试柱的平均渗透系数值相近。

图4　测试柱不同高度的渗透系数
Fig. 4　Hydraulic conductivity at different altitudes
3. 4　测试条件对渗透系数测定值的影响
3. 4. 1　水力梯度
根据达西定律,水力梯度与垃圾的渗透系数无关。但实验过程中水力梯度对渗透系数测试结果却有较大影响。水力梯度过小,水流无法克服垃圾的阻力而穿透测试柱,而水力梯度过大,会因水流量过大而造成对垃圾颗粒的夹带迁移作用较大,使垃圾中孔隙的结构发生较大的改变,从而影响测试结果。本实验中,新鲜垃圾初始时刻水力梯度为0. 5时,未形成水流,而水力梯度从1. 3增大到2. 0时,除末端外,测试柱其他各段渗透系数增大了40% ～70%。
考虑到实际填埋场中非饱和状态下渗滤液重力自流时的水力梯度为1,因此,实验室内测试渗透系数时,应将水力梯度控制在1左右。
3. 4. 2　测试时间
本研究采用的上流式常水头渗透系数测试方法参照的是土壤渗透系数测试方法[ 10 ] 。土壤和城市生活垃圾的性质差异,使得垃圾渗透系数的测试过程必然与土壤测试存在差异。在土壤渗透系数测试中,土壤的孔隙结构几乎不发生改变,而由于测试柱内水流对垃圾颗粒物的夹带迁移作用,垃圾内部孔隙结构的改变,会使实验过程中渗透系数值随时间变化。垃圾的渗透系数测试的所需的时间应比土壤测试更长。本实验中,新鲜垃圾测试柱在150～170h后逐渐稳定,陈垃圾柱在150 h后渗透系数值逐渐稳定,因此,垃圾的渗透系数测试时间应大于150 h。
实际填埋场中,在水流对小颗粒物质的夹带迁移作用下,填埋层底部小颗粒物质的累积和重新排列同样会使排水层之上的垃圾层渗透性逐渐减小。本研究观测的结果间接地反映了填埋场内垃圾渗透系数的变化过程,同时测得的结果可作为填埋场内渗滤液回灌和收集设施设计的依据。
4　结　论
(1)新鲜垃圾压实密度为0. 75～0. 95 t/m3 之间时,渗透系数值约为1. 26E203～1. 43E203 cm / s。陈垃圾在压实密度分别为1. 2和1. 4 t/m3 时,渗透系数为8129E204和1. 35E204 cm / s。垃圾的组成和孔隙率的差异是造成垃圾的渗透性不同的重要原因。
(2)垃圾的渗透系数受压实密度和垃圾组分的影响。对于陈垃圾压实密度越大,渗透系数越小。而新鲜垃圾则由于其不均匀性和垃圾颗粒局部累积与重新排列,使压实密度与渗透系数测试值的相关性不十分明显,但压实密度较低时,测试柱中易形成大孔隙沟流,使测试柱内局部渗透系数增大。
(3)测试过程中水流对小颗粒物质的夹带迁移而导致的小颗粒物质的局部累积、重新排列的作用和测试柱内部沟流的形成,使测试柱上部边界处的渗透系数最小。小颗粒物质随水流的运动与大孔隙水流通道的形成和改变,是测试过程中垃圾渗透系数变化的原因。
(4)与典型的土壤渗透系数测试相比,测试城市生活垃圾的渗透系数时,水力梯度应控制在1左右,测试时间应大于150 h。

1　前　言
垃圾是困扰中国许多城市的一个严重问题。随 着工业现代化的发展,人民生活水平的提高, 垃圾
废弃物的产量日益增长,且成分也在发生变化。近 年来我国的城市垃圾中,有机质的含量明显上升,其
中废塑料和废橡胶等增长显著。有机垃圾废弃物具 有松散、低密度、低热值、高挥发分以及垃圾成分复
杂等特点,垃圾直接焚烧存在许多问题,如:剧毒含 氯化合物PCDDs、PCDFs、PCB s (统称二恶英类物
质) 以及含Hg、Pb 的飞灰等造成大气环境污染 等[ 1 ] 。热解气化技术可以将有机垃圾原料转变成
气体燃料,使其成为清洁的能源,是一种有发展前途 的可再生能源利用方式[ 2～5 ] 。
气化炉形式主要有上吸式移动床、下吸式移动 床、鼓泡流化床、循环流化床、喷动床和气流床等;气
化介质可以是空气、水蒸气和富氧空气等;气化炉产 出的燃气可用于炊事、加热、锅炉或发电等。根据城
市生活垃圾的物理化学特性,从降低物料预处理成本、提高可燃气体产率、降低焦油产率等因素综合考
虑,下吸式气化炉是较理想的气化炉型。下吸式气 化炉的特征是气体和有机物料混合向下流动通过高
温区,发生气化反应。下吸式气化炉在煤炭气化方 面是较成熟的技术,但在热解气化处理垃圾废弃物
方面的研究报道较少。本研究使用一种具有收缩喉 口区的下吸式气化炉,对城市生活垃圾进行空气气
化实验研究。
2　试验部分
2. 1　试验原料和装置
试验所用垃圾样品取自广州市郊区垃圾填埋 场,试验样品的元素分析使用Elementar元素分析仪
(型号Vario EL CHNOS) ,分析数据列于表1。

针对城市生活垃圾含水量较高,且物料成分复 杂,结构不均匀的特点,本研究选择下吸式气化炉
(如图1所示)作为处理反应器。下吸式气化炉的 特点是气固呈顺向流动。运行时物料由上部储料仓
向下移动,边移动边进行干燥与热分解的过程,在经 过喉口时,与喷进的空气发生燃烧反应,剩余的炭落
入喉口下方,与气流中的CO2 和水蒸气反应产生 CO和H2。由于下吸式气化炉中的喉口下方炉膛容
积的突然扩大,相应延长了气相停留时间,使焦油在 高温区较彻底地裂解,因而下吸式气化炉的一个突
出优点是气体中的焦油含量比较少。焦油是生物质 或生活垃圾气化过程中产生的不可避免的副产物,
在气化气的后续应用中,需要对焦油进行处理。水 洗法是目前对焦油处理的主要方式,因而不可避免
地会产生二次污染,对环境造成比较严重的危害。
由于下吸式气化炉产出的气体焦油含量较少,一方 面可以简化后续的处理设备,另一方面可以有效地
减少对环境的二次污染。

图1　下吸式气化炉试验装置示意图
Fig. 1　Schematic diagram of down2draft gasifier test facili
在图1所示的试验装置中,有机垃圾废弃物从 炉上部(内径500 mm)加入,炉中部设有一个收缩
喉口(直径D 为180 mm) ,空气从喉口区上部和喉 口处切向对称进气(分别称为上部空气量和喉口空
气量) 。喉口区下部为炭床,用热电偶测量喉口处 的床层温度。物料和气体同向通过喉口区向下流
动,在喉口区发生高温气化反应产生可燃气。针对 垃圾中某些成分密度小,流动性差,易架桥、抽空等
特点,装置了适宜的机械搅拌结构,使物料顺利下 移,实现均匀稳定的气化炉操作。
试验时首先加入易燃物点火,预热气化炉,然后 加入5 ～7 kg的有机混合生活垃圾(包括塑料、纸
等) ,关闭进料口,开动风机,喷入适量空气,进行气 化试验。
2. 2　气体、焦油和灰分分析
气化炉产出气体用针筒取样后用岛津色谱仪 (型号GC220B21,配GC2Carbop lot 30 m ×053 mm × 310μm色谱柱和TCD检测器)作成分分析。
燃气中焦油的含量采用国际标准方法测定,其 采样流程见图2。燃气经石英棉网过滤,除去飞灰,
再经过电加热保温管道,使燃气在装有二氯甲烷的 瓶子中通过,二氯甲烷瓶子浸于冰水冷浴锅里,焦油
在其中被吸收、冷凝。实验完毕后取一定体积的二 氯甲烷溶液于容器中,让二氯甲烷低温蒸发后,确定
其剩余物的重量即为对应二氯甲烷体积中所含的焦 油质量。焦油各组分通过HP6890GC2MS分析。则
燃气中焦油含量的计算式为:

　灰中的重金属用美国热电公司的电感耦合等离 子体发射光谱仪( IR IS1000)分析。
3　结果与讨论
3. 1　气化过程分析
物料进入炉膛内的反应过程大致可分为4个区 域,如图1所示,垃圾热解气化的过程见表2。
下吸式气化炉喉管区主要发生的是氧化反应,即空气由喉管区进入炉内与碳混合燃烧,故此段反 应温度最高,可达1000～1200 ℃。炉内温度由喉管 区开始向上和向下递减分布,喉管区下段发生的还 原反应是气化过程的重要部分,影响还原反应的主 要因素是气流在还原区与炽热碳的接触时间。本实 验气化炉还原区呈倒置的喇叭状,容积突然变大,使 气体流速减慢,以增加其在炽热碳层中的停留时间, 使还原反应进行彻底。

3. 2　气体成分分析
混合生活垃圾气化试验参数和得到的可燃气成 分及热值数据列于表3。实验中产出的气体在连接 于气化炉燃气管后的大气燃烧器里容易点燃,而且 火焰持续稳定。

表3数据表明,混合生活垃圾气化能够产出较 多的H2、CO和碳氢化合物。随着温度逐渐升高,碳
氢化合物会逐渐分解,如表3中的CH4 含量随温度 升高而降低。由于燃气中碳氢化合物的含量对气体
热值有较大的影响,所以燃气的热值会随温度的升 高而有所降低,见图3 。因此,用下吸式气化炉热解
气化垃圾,并不是温度越高越好,而应该是控制在一 定的温度范围内以达到最佳的气化效果。经过多次
实验,最佳的气化温度应在750～900 ℃的范围内。

3. 3　燃气中焦油的测定
按实验部分中焦油测定方法对燃气中焦油进行 了测定。正常操作条件下,燃气中焦油的总量为210 g/m3 左右。其中焦油的具体组分分析见图4。
焦油中可辨别的主要化学成分见表4。

从图4和表4中可以看出:焦油中所含的成分 复杂,且多为有机物。由于采用的是下吸式气化炉, 燃气经过喉部区域时,温度较高,在1000 ℃左右,导 致燃气中的焦油通过高温区时,大部分裂解,因此燃 气中焦油含量比较低,仅210 g/m3 左右,与其他气 化炉产生的燃气相比,焦油含量低很多。

3. 4　垃圾灰渣分析
对垃圾热解气化后的灰渣进行了元素分析和重 金属分析。元素分析结果为: C 19.8 wt% , H 1.08
wt% ,O 26.98 wt% , N 0.30 wt% , S 0.36 wt%。重金属分析结果为: Ti最多,达2872.16 mg/kg,其次
是Zn、Pb、Cr,其含量分别为1161.06 mg/kg、232.03 mg/kg、225.57 mg/kg; Ni、As和Cd的含量较少,分
别为: 23.03 mg/kg、14.29 mg/kg、9.00 mg/kg。灰 的灼减率为19.36 wt%。
3. 5　气化炉运行特性讨论
生活垃圾中有机废弃物的气化是一个复杂的物 理化学过程,受垃圾组分和性质的影响较大。不同
的组分的垃圾混合物需要在不同的空气量及操作条 件下才能正常的稳定气化,而且反应后产生气体的
各组分含量都不相同。在掌握各种物料稳定气化需 要空气量的情况下,整个气化系统的操作还与混合
垃圾的进给、混合垃圾的密度、自然体积有关。垃圾 自然体积太大容易架空,太小容易粘结,料层阻力加
大,影响气化系统的操作和燃气质量。安装机械搅 拌装置,将碎料和适中的块料混合使用是较好的解
决方法。
4　结　论
下吸式气化炉处理垃圾,操作方便,运行稳定, 所产生的燃气既可以满足燃气内燃机发电,又可以
进一步合成为储存、运输都很方便的液体燃料。混 合生活垃圾气化试验表明,主要可燃气成分为H2、
CO、CH4、C2H4、C2H6 等,产气热值达4600 kJ /m3。
燃气成分和热值取决于垃圾组分、性质和气化条件。 热解气化技术处理城市生活垃圾,既回收能量,也减
少环境污染,具有广阔的应用前景。

造纸污泥脱水一、污泥脱水是将流态的原生、浓缩或消化污泥脱除水分，转化为半固态或固态泥块的一种污泥处理方法。经过脱水后，污泥含水率可降低到55～80％，视污泥和沉渣的性质和脱水设备的效能而定。污泥的进一步脱水则称污泥干化，干化污泥的含水率低于10％。脱水的方法，主要有自然干化法、机械脱水法和造粒法。自然干化法和机械脱水法适用于污水污泥。造粒法适用于混凝沉淀的污泥。
　　
　　造纸污泥脱水二、方法
　　
　　造纸污泥脱水1、造粒脱水法：水中造粒脱水机是近年来发展的一种新设备。其主体是钢板制成的卧式筒状物，分为造粒部、脱水部和压密部，绕水平轴缓慢转动。加高分子混凝剂后的污泥,先进入造粒部,在污泥自身重力的作用下，絮凝压缩，分层滚成泥丸,接着泥丸和水进入脱水部,水从环向泄水斜缝中排出。最后进入压密部，泥丸在自重下进一步压缩脱水，形成粒大密实的泥丸，推出筒体。造粒机构造简单，不易磨损，电耗少，维修容易。泥丸的含水率一般在70％左右。
　　
　　造纸污泥脱水2、自然干化法：主要构筑物是污泥干化场，一块用土堤围绕和分隔的平地,如果土壤的透水性差,可铺薄层的碎石和砂子，并设排水暗管。依靠下渗和蒸发降低流放到场上的污泥的含水量。下渗过程约经2～3天完成，可使含水率降低到85％左右。此后主要依靠蒸发，数周后可降到75％左右。污泥干化场的脱水效果，受当地降雨量、蒸发量、气温、湿度等的影响。一般适宜于在干燥、少雨、沙质土壤地区采用。
　　
　　造纸污泥脱水3、机械脱水法：通常污泥先进行预处理，改善脱水性能后再脱水。目前最通用的预处理方法是投加无机盐或高分子混凝剂。此外，还有淘洗法和热处理法。
　　
　　机械脱水法有过滤和离心法。过滤是将湿污泥用滤层(多孔性材料如滤布、金属丝网)过滤，使水分(滤液)渗过滤层，脱水污泥(滤饼)则被截留在滤层上。
　　
　　离心法是借污泥中固、液比重差所产生的不同离心倾向达到泥水分离。过滤法用的设备有真空过滤机、板框压滤机和带式过滤机。真空过滤机连续进泥，连续出泥,运行平稳,但附属设施较多。板框压滤机为化工常用设备，过滤推动力大，泥饼含水率较低，进泥、出泥是间歇的，生产率较低。人工操作的板框压滤机，劳动强度甚大，现在大多改用机械自动操作。带式过滤机是新型的过滤机，有多种设计，依据的脱水原理也有不同(重力过滤、压力过滤、毛细管吸水、造粒)，但它们都有回转带，一边运泥，一边脱水，或只有运泥作用。它们的复杂性和能耗都相近。
　　
　　离心法常用卧式高速沉降离心脱水机，由内外转筒组成，转筒一端呈圆柱形,另一端呈圆锥形。转速一般在3000转/分左右或更高，内外转筒有一定的速差。离心脱水机连续生产和自动控制，卫生条件较好，占地也小，但污泥预处理的要求较高。机械脱水法主要用于初次沉淀池污泥和消化污泥。脱水污泥的含水率和污泥性质及脱水方法有关。一般情况下，真空过滤的泥饼含水率为60～80％，板框压滤为45～80％，离心脱水为80～85％。
　　
　　在污水厂的污泥脱水过程中所产生的滤液，除干化床的滤液污染物含量较少外，其他都含有高浓度的污染物质。因此这些滤液必须处理，一般是与入流废水一起处理。
　　
　　造纸污泥脱水三、典型的污泥处理工艺流程，包括四个处理或处置阶段。第一阶段为污泥浓缩，主要目的是使污泥初步减容，缩小后续处理构筑物的容积或设备容量；第二阶段为污泥消化，使污泥中的有机物分解；第三阶段为污泥脱水，使污泥进一步减容；第四阶段为污泥处置，采用某种途径将最终的污泥予以消纳。

表面活性剂废水的处理既要去除废水中的大量表面活性剂,同时也要考虑降低废水的COD和BOD等。不同类型的表面活性剂废水要采用不同的处理方法,目前国内外对于表面活性剂废水主要有以下几种处理技术:
　　
　　表面活性剂废水处理一、吸附法
　　
　　吸附法是利用吸附剂的多孔性和大的比表面积,将废水中的污染物吸附在表面从而达到分离目的。常用的吸附剂有活性炭、吸附树脂、硅藻土、高岭土等。常温下对表面活性剂废水用活性炭法处理效果较好,活性炭对LAS的吸附容量可达到55.8mg?g-1,活性炭吸附符合Freundlich公式。但活性炭再生能耗大,且再生后吸附能力亦有不同程度的降低,因而限制了其应用。天然的粘土矿物类吸附剂货源充足、价廉,应用较多,为了提高吸附容量和吸附速率,对这类吸附剂研究的重点在于吸附性能、加工条件的改善和表面改性等方面。吸附法优点是速度快、稳定性好、设备占地小,主要缺点是投资较高、吸附剂再生困难、预处理要求较高。
　　
　　表面活性剂废水处理二、泡沫分离法
　　
　　泡沫法是发展比较早、并己经有了初步应用的一种物理方法,是在含有表面活性剂的废水中通入空气而产生大量气泡,使废水中的表面活性剂吸附于气泡表面而形成泡沫,泡沫上浮升至水面富集形成泡沫层,除去泡沫层即可使废水得到净化。研究表明,用微孔管布气,气水比6∶1～9∶1,停留时间30～40min,泡沫层厚度0.3～0.4m,此时泡沫分离对废水中LAS的去除率可达90%以上。宋沁表明当进水LAS低于70mg?L-1时,经处理后的出水LAS<5mg?L-1,LAS平均去除率>90%。韦帮森采用泡沫分离技术在10d连续运行中,进水COD平均浓度783.14mg?L-1,出水COD平均浓度为49.02mg?L-1,COD平均去除率为9315%,出水做鼓泡试验无泡沫产生,说明表面活性剂浓度小于10mg?L-1,处理效果好。泡沫分离法尤其是适用于较低浓度情况下的分离。但泡沫分离法对表面活性剂废水的COD去除率不高,需要与其他方法联合使用。
　　
　　表面活性剂废水处理三、膜分离法
　　
　　膜分离法指利用膜的高渗透选择性来分离溶液中的溶剂和溶质。常应用膜分离技术有反渗透、超滤、微滤、电渗析和纳滤,其中超滤膜和纳滤膜对表面活性剂废水有很好的处理效果。膜分离法效率高、能耗小,但膜易污染,清洗困难,操作费用高。王锦利用聚丙烯、聚丙烯腈和聚砜3种不同材质超滤膜处理洗涤污水,发现聚丙烯腈膜较优,能有效去除了水中浊度、悬浮物、油脂等污染物,一定程度保留了游离阴离子表面活性剂,长期循环洗涤对衣物的白度无不良影响。薛罡令洗浴废水经微絮凝纤维过滤-超滤组合工艺处理后,使原水中超标的COD、浊度、LAS得到有效降低,而且工艺流程简单、占地面积小、运行操作简易,实现了洗浴废水的简易物化处理法。膜分离的关键是寻找高效高渗透膜和提高处理量,并解决好膜污染问题。近年来膜生物反应器污水处理技术发展较快,它是将膜分离技术中的膜组件与污水生物处理工程中的生物反应器相互结合的新型技术,目前对LAS废水的处理正处在小试阶段。这种技术综合了膜分离和生物处理技术的优点,在废水回用方面是极具有发展前景的处理技术。
　　
　　表面活性剂废水处理四、混凝法
　　
　　混凝反应不仅能去除废水中胶体颗粒和吸附在胶体表面上的表面活性剂,还能与溶解在水相中的表面活性剂形成难溶性的沉淀。常用于表面活性剂废水处理的混凝剂有铁盐、铝盐及其聚合物和各种有机混凝剂。丁娟研究了三氯化铁、硫酸铝、聚合氯化铝对表面活性剂废水的混凝效果,指出聚合氯化铝为处理表面活性剂废水循环利用的最佳混凝剂。混凝法虽然处理成本低、工艺成熟,但其占地面积大、药剂用量大,并产生大量废渣与污泥,要常与其它的处理方法联合使用才能达到完全去除的目的,一般作为处理高浓度表面活性剂废水的预处理。宋爽利用混凝法预处理了洗涤剂生产废水中大量的SS、油脂类物质及表面活性剂,具有较好的效果,对保证后续处理达标有重要作用。
　　
　　表面活性剂废水处理五、催化氧化法
　　
　　催化氧化法是对传统化学氧化法的改进与强化。常用的Fenton处理法就是催化氧化法的一种,属均相氧化法,处理时,如果铁盐浓度较高,则LAS的去除主要靠絮凝作用;浓度低时,则主要靠氧化作用而去除。近年出现了多相催化氧化法和光催化氧化法。王效成等用多相催化氧化法处理COD为840mg?L-1、LAS为360mg?L-1的废水,处理后COD去除率为84.8%,LAS去除率为88.3%,去除率随反应温度升高而降低,pH的变化对去除率没有影响。光催化氧化法是在光与催化剂的作用下,利用反应过程中产生的HO?等自由基离子来氧化分解表面活性剂的。单建国以TiO2/GAC作光催化剂,用太阳光作光源对洗涤剂模拟废水进行光催化降解。结果表明,1gTiO2/GAC可将120mg左右、起始质量浓度为150mg?L-1的LAS降至20mg?L-1。光催化降解速率与表面活性剂的分子结构、离子电荷、吸附性能有很大关系。研究发现,表面活性剂分子中芳环部分比烷基链或烷氧基更易受到?OH、?OOH的攻击而实现断链降解,芳香族衍生物比脂肪族衍生物易于光催化降解,在相同条件下光催化降解速率一般为阴离子型>非离子型>阳离子型。Hidaka等利用人工光源研究了LAS和BDDAC在TiO2表面上的催化降解,发现阴离子表面活性剂比阳离子表面活性剂降解快,芳环部分比烷基部分降解快。
　　
　　表面活性剂废水处理六、生物法
　　
　　生物法降解表面活性剂是目前研究得最多的一种方法,而且已经被一些污水处理厂采用。该法可以粗略地分为活性污泥法、厌氧消化法和利用土壤的自净作用的方法,他们均是利用微生物可以将表面活性剂作为唯一碳源加以利用的特性来完成对表面活性剂的降解。研究发现假单胞菌的许多菌属,包括沟槽假单胞菌属、孔雀尾假单胞菌属、德阿昆哈假单胞菌属、膜状假单胞菌属、小田假单胞菌属、克罗斯韦假单胞菌属等和克雷伯氏菌属、无色细菌属、黄杆菌属、微球菌属等都可以降解表面活性剂,但对于高浓度的表面活性剂废水,这些细菌的降解活性会受到一定程度的限制。
　　
　　好氧生物处理法用的最普遍的是活性污泥法。于晓彩以SBR法处理含阴离子表面活性剂废水,当废水中LAS含量为100mg?L-1时,曝气时间为4.5h,沉降时间为4h,闲置时间为5h,其对废水中LAS去除率可以达到96%。Beltran利用活性污泥法对表面活性剂废水进行了处理,得出表面活性剂和生活废水中LAS的降解反应是一级,且其反应动力学常数分别是1.28h-1和1.15h-1。李洁报道了采用三相流化床生物接触氧化活性污泥法处理洗涤剂废水,使COD去除率达67%,LAS去除率达8719%,出水水质达污水综合排放标准一级标准。
　　
　　厌氧消化法处理废水可以避免产生大量的泡沫,但表面活性剂会对厌氧处理过程产生一定程度的抑制。生物氧化法可直接处理偏碱性的表面活性剂废水,处理时辅助其他处理技术可以得到更好效果。Moreno采用氧化塘法处理对表面活性剂废水,BOD去除率接近90%,LAS去除率高于97%。张建民研究了厌氧-好氧方法处理表面活性剂废水,结果表明:在常温常压下,当进水COD=500～1000mg?L-1,HRT=48h时,厌氧段COD去除率达50%左右,而系统总去除率可达80%～90%。
　　
　　土地处理法就是利用土壤中细菌、真菌和放线菌等微生物的降解、转化和生物固化作用,土壤的有机、无机胶体及其复合体的吸收、络合和沉淀作用来吸收分解废水中的污染物。肖邦定研究了人工湿地处理系统对NIS和COD的去除率,表明垄沟渗滤型处理系统和漫灌渗滤型处理系统对NIS去除率分别为99.2%和98.9%,COD去除率分别为7110%和6918%。张金炳提出了采用人工砂和天然砂作为渗滤介质建立复合系统的试验方案,并以洗浴污水为研究对象进行了5个月的室内试验研究。结果表明,复合系统具有较高的水力负荷和较好的去污效果,其对COD、BOD、SS和阴离子洗涤剂的平均去除率分别为86.25%、86.75%、98.95%和90186%;处理出水中COD、BOD、SS和阴离子洗涤剂的平均浓度分别为17.30、5.84、0.3和0.18mg?L-1。

在处理实际废水时,由于水中的有机污染物呈现出复杂多样的特点,仅采用单一的处理工艺往往达不到预期目的。在处理实际废水时,可以综合考虑技术特点与具体废水水质情况来选择适宜的工艺组合形式。
　　
　　文献研究表明,难降解有机磷农药废水经80min光催化氧化后,在生物段的COD去除率可达85%以上。李耀中设计了一种流化床光催化反应器与过滤预处理相组合的中试系统,制备了一种以30～40目耐火砖颗粒为载体的负载型TiO2光催化剂,以高压汞灯为光源,结果表明,光照150min后该系统对配制的农药废水的COD去除率≥70%,BOD5/COD值可提高至0.4以上。张仲燕以一个生产多种染料和农药中间体的化工厂为研究对象,采用中和-混凝-催化氧化的组合工艺并严格控制良好的处理条件,对CODCr含量为7000～14000mg?L-1的高浓度废水可以降至CODCr为300～500mg?L-1,pH、SS和色度均达到排放标准。
　　
　　文献研究发现,光电结合工艺存在一定的协同效应,远大于光催化和电催化单独处理效率的简单加和。加入少量Na2SO4或NaCl提高电解质质量浓度后,COD去除率迅速提高到80%以上,且加入NaCl电解质比加入Na2SO4能更好地降低废水的COD,电流越高,COD去除速率越大。文献研究发现将臭氧氧化与生物处理联用治理含4种农药的有机废水,可将其中的阿特拉津、氨基吡啶、米吐尔和对草快分别去除96%、99%、98%和80%。

含油废水是一种常见的、能给人类社会带来较严重的环境污染。含油废水会在水面上形成一层薄膜，阻止空气中的氧溶解于水中，使水中的溶解氧减少，致使水体中浮游生物等因缺氧而死亡，妨碍水生植物的光合作用，从而影响水体的自净能力。鱼、虾、贝类长期在含油污水中生活将导致其肉内含有油味，从而变味不宜食用，严重时由于油膜蒙在鱼鳃上而影响呼吸作用，导致窒息而死亡，且在水体表面的聚结油还有可能引起燃烧而产生安全问题。在陆地上会造成细菌滋生，形成油层阻塞。因此，含油废水必须经过处理后才能排放。巴黎公约中规定的非陆地含油废水排放标准为40mg/L，陆地排放标准为5mg/L。
　　
　　含油废水的来源和分类
　　
　　1、含油废水的来源
　　
　　(1)石油化工业中石油和油品的加工、提炼、储存及运输中均会产生大量的含油废水。在全国，每年仅原油加工过程中的油田采出水大约有5亿吨，这些采出水一般都在经过处理后回注油层，既解决了注水水源问题又保护了环境。
　　
　　(2)运输工业中洗车、铁路机务段的洗油罐等排放的含油废水。这些含油废水的水量一般都不大，也比较容易处理，但国内机动车辆总量较大，并随着消费的提高，私人车辆也越来越多，因此这些废水的总量不容忽视。

国家标准生活饮用水卫生标准(GB5749-2006)对镍的限值规定为0.02mg/L，本文中所提到的标准限值均为此值。
　　
　　镍，原子序数为28，具磁性，属过渡金属。镍的重要盐类为硫酸镍和氯化镍。镍用途很广，大量用来制造各种类型的不锈钢、软磁合金电池、电镀和合金结构钢，用干化工、石油和机器制造业。
　　
　　经常接触镍对人体也是有害的，它是最常见的致敏性金属，约有20%左右的人对镍离子过敏，在与人体接触时，镍离子可以通过毛孔和皮脂腺渗透到皮肤里面去，从而引起皮肤过敏发炎，其临床表现为皮炎和湿疹。而对于污染了镍的水体进行处理，减小或消除其危害性也是至关重要的，本文主要研究了几种去处水中镍的方法。目前，对重金属的去除方法有化学沉淀法、吸附法、生物法等，本次试验采用化学沉淀法中的碱性沉淀法和硫化物沉淀法研究对镍的去除效果。
　　
　　1试验原理
　　
　　化学沉淀法是基于溶度积原理，通过投加化学试剂，使污染物形成难溶解的物质从水中分离的方法。在此采用碱性化学沉淀法和硫化物化学沉淀法。碱性化学沉淀法通过预先调整pH值，使重金属形成氢氧化物沉淀;硫化物沉淀法是在一定温度条件下，利用硫化钠等硫化物作沉淀剂，使其硫离子与废酸水中之金属离子浓度的乘积大于该金属硫化物的溶度积，达到过饱和，从而形成难溶性硫化物沉淀。化学沉淀法需要与混凝沉淀过滤工艺结合运行，通过控制反应条件，使污染物形成沉淀，投加混凝剂，形成矾花进行共沉淀。由于混凝剂的水解作用会产生氢离子，使水的pH降低，特别是一些酸度较大的液体混凝剂。对于要求控制pH的化学沉淀混凝处理，pH的理论控制点是指混凝反应之后，而不是在投加混凝剂之前，以确保对污染物的化学沉淀去除效果。
　　
　　2试验材料
　　
　　设备与检测方法
　　
　　2.1材料
　　
　　2.1.1镍标准物质
　　
　　购自中国计量科学研究院，批号为GBW08618，浓度为1000μg/mL，基体(v/v)为1.0%硝酸的水溶液，包装为安瓿瓶，总体积20mL。
　　
　　2.1.2药剂
　　
　　碱性化学沉淀法采用铁盐混凝剂和铝盐混凝剂，铁盐混凝剂采用三氯化铁，由天津市津水自来水配套有限公司生产;铝盐混凝剂采用聚合氯化铝，由天津市瑞田化工有限公司生产。硫化物沉淀法采用硫化钠和聚合氯化铝，硫化钠为优级纯，由天津市天医化学试剂厂生产。