不同类型排水板对“冻融-真空预压”法原位处理填埋污泥工艺中污泥脱水效果的影响

张云达; 徐杨; 武亚军; 张旭东; 嵇佳伟

doi:10.12030/j.cjee.202108122

不同类型排水板对“冻融-真空预压”法原位处理填埋污泥工艺中污泥脱水效果的影响

1.
上海市地矿建设有限责任公司, 上海 200331
2.
上海大学土木工程系, 上海 200444

作者简介: 张云达(1964—)，男，硕士，高级工程师。研究方向：地基基础施工、地基处理、污染土壤修复。E-mail：837884018@qq.com

通讯作者: 武亚军(1973—)，男，博士，教授。研究方向：废弃物处理与资源化。E-mail：wyjdldz@shu.edu.cn;

基金项目:
国家自然科学基金资助项目(41772303)；上海市科学技术委员会资助项目(20DZ2250800)
中图分类号: X705

Comparative test on the effect of freeze-thaw vacuum preloading on landfill sludge under different types of plastic drainage boards

1.
Shanghai Geological Construction Co. Ltd., Shanghai 200331, China
2.
Department of Civil Engineering, Shanghai University, Shanghai 200444, China

Corresponding author: WU Yajun, wyjdldz@shu.edu.cn ;

摘要: 针对药剂真空预压法处理填埋污泥通常存在污染的问题，利用更加环保高效的冻融-真空预压法进行处理，并采用室内模型箱实验，探究了排水板类型 (分离式和整体式) 对冻融污泥真空固结效果的影响。结果表明，当原始污泥含水率为86%，经冻融联合真空预压处理后，含水率最低可降至59.5%，这一含水率可达到我国填埋污泥的规范要求；整体式排水板与分离式排水板最终出水量差别不大，但整体式排水板的含水率沿径向分布更均匀。整体式排水板与分离式排水板孔径分布差异明显，分离式排水板主要以小孔分布为主，而整体式排水板主要以微孔和介孔为主，整体式排水板结构更加致密，固结程度高；整体式排水板的减量比为63.6%，分离式排水板的减量比为61.9%，总体上整体式排水板的减量比略优于分离式排水板。本研究结果可为冻融真空预压原位处理填埋污泥提供参考。
- 填埋污泥 /
- 冻融真空预压 /
- 排水板类型 /
- 减量比
Abstract: Many cities in China are facing severe problems of in-situ sludge reduction from landfills. In view of the shortage of chemical preconditioning combined with vacuum preloading method in treating landfill sludge, a more environmental friendly and efficient freeze-thaw vacuum preloading method was proposed, and the indoor model box test was used to explore the influence of plastic drainage plate type (separate type and integral type) on the vacuum consolidation effect of freeze-thawed sludge. The results showed that the water content of the original sludge was 86%, after freeze-thaw combined with vacuum preloading treatment, the water content was reduced to 59.5%, which meets the requirements of China's landfill sludge specification. The final water discharge of the integral plastic drainage board (IPVD) and the separate plastic drainage board (SPVD) had little difference, but the water content of the IPVD was more evenly distributed along the radial direction. The pore size distribution of the IPVD was significantly different from that of the SPVD. The pore size distribution of the SPVD was mainly small pores, while the IPVD was mainly micropores and mesoporous. The structure of the IPVD was more compact and had a higher degree of consolidation. The volume reduction ratio of IPVD was 63.6%, and that of SPVD was 61.9%. On the whole, the volume reduction ratio of IPVD was slightly better than that of SPVD. The research results had certain guiding significance for in-situ treatment of landfill sludge by freeze-thaw combined with vacuum preloading.
- landfill sludge /
- freeze-thaw vacuum preloading /
- types of plastic drainage boards /
- volume reduction ratio

随着现代工业的迅猛发展，更多的工业废水和人工合成物质不断地流入水体，造成水体污染严重^[1]。重金属是水源水和处理水中最重要的污染物之一^[2]，主要来自电镀、采矿、冶金、化工等工业，具有潜在的危害性，特别是汞、镉、铅等重金属具有显著的生物毒性^[3]。如果未经处理或处理不彻底的废水渗入到自然环境中，对环境的污染是持久性的，它无法被降解和破坏，当水中的重金属达到一定含量时，将会破坏生态，毒害水体生物^[4-5]。随着绿色环保的可持续发展战略的提出，重金属废水处理迫在眉睫^[6]。目前，重金属废水的处理方法有沉淀法、电化学法、吸附法、膜分离法、离子交换法等^[7]。在实际处理过程中，采用组合工艺对重金属废水进行处理，尽管最终可以使出水重金属浓度达标排放，但是处理成本较高，且不能回收产生的沉淀污泥。本文介绍的流化床结晶造粒技术具有传质速率高、占地面积小、不产生污泥、颗粒含水率低等优点，其相关概述见图1，涵盖了该技术的优良特性、影响因素和参数、应用领域及其优点，流化床结晶造粒技术在国内外已取得了成功探究和实际应用，它在重金属废水处理领域有着较好的应用前景。

图 1 流化床结晶造粒技术捕集水中重金属的概述

Figure 1. Overview of liquid-solid FBC technology for heavy metal capture in water

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1. 液固流化床结晶造粒技术的概述（Overview of Liquid-solid FBC and granulation technology）

1.1 液固流化床

流态化是一种固体颗粒与流体接触的方法。流体向上流经固体颗粒床，使固体颗粒具有流体性能，这种现象称为颗粒流态化^[8]。当流体为液体时，称为液固流化床。

流态化过程的实现需要达到最小流化速度。最小流化速度指当流体通过颗粒床层时，随着流速的增加，颗粒由静止状态转为运动状态，当流体向上所产生的曳力等于颗粒床层的重力时，或当流体通过床层时的压力降刚好等于单位床截面上颗粒重量时，颗粒开始流态化，此时的流体表观线速度称为最小流化速度，或临界流态化速度^[9]。

1.2 液固流化床结晶造粒

液固流化床结晶造粒是采用流态化原理强化结晶过程的一种技术。通过预先添加结晶载体，诱导异相形核，具有反应面积大，结晶效率高^[10]，结晶体含水率低，易于液固分离的特点。通过流化床结晶造粒回收利用水体中的重金属，是一个重要的应用领域。

流化床结晶造粒技术从废水中去除和回收重金属是在反应器底部填充载体颗粒，以一定的流速从流化床底部引入废水，使载体处于流化状态，同时向反应器内添加合适的沉淀药剂（Na₂CO₃、NaS等），其酸碱度调节剂一般采用NaOH、H₂SO₄等。沉淀药剂能使溶液达到特定过饱和状态，生成的不溶性物质（碳酸盐沉淀、硫化物沉淀、磷酸盐沉淀或氢氧化物沉淀）在载体上非均相结晶，如图2所示。随着结晶过程的进行，载体颗粒直径和重量不断增加，并逐渐沉降到反应器的底部。沉降到反应器底部的颗粒被定期回收，同时向反应器中添加新的载体种子，流化床反应器继续运行。

图 2 流化床结晶造粒技术原理图

Figure 2. Principle diagram of fluidized bed crystallization granulation technology

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流化床结晶造粒技术是根据物质的溶度积原理来实现的，促使废水中的金属离子向难溶沉淀物方向进行结晶。溶度积的大小反映了物质的溶解能力，溶度积越小，就越难溶解。表1列出了常见重金属难溶盐的溶度积常数。

表 1 常见重金属难溶盐的溶度积

Table 1. Solubility product of common heavy metal insoluble salt

金属 Metals	沉淀物 Precipitate	溶度积常数K_sp	来源Source
Ni	NiCO₃	1.40×10⁻⁷	[11]
Ni	Ni(OH)₂	5.50×10⁻¹⁶	[11]
Cu	CuCO₃	1.40×10⁻¹⁰	[12]
	Cu(OH)₂	4.80×10⁻²⁰	[13]
	Cu₂(OH)₂CO₃	5.99×10⁻³⁵	[14-16]
	CuS	6.31×10⁻³⁶	[17]
Zn	ZnCO₃	1.46×10⁻¹⁰	[18]
Zn	Zn₅(CO₃)₂(OH)₆	2.00×10⁻⁹	[19]
Zn	Zn(OH)₂	3.00×10⁻¹⁷	[18]
Pb	PbCO₃	7.41×10⁻¹⁴	[20]
Pb	Pb(CO₃)₂(OH)₂	1.58×10⁻¹⁹	[20]
As	As₂S₃Ca₅(AsO4)₃(OH)	4.00×10⁻²⁹	[20]
As	As₂S₃Ca₅(AsO4)₃(OH)	9.10×10⁻³⁹	[20]
Ag	Ag₂CO₃	7.94×10⁻¹²	[17]
Mn	MnCO₃	2.50×10⁻¹¹	[17]
Mn	Mn(OH)₂	2.00×10⁻¹³	[17]
Ba	Ba₃(PO₄)₂	5.01×10⁻³⁰	[17]
Cd	CdCO₃	1.0×10⁻¹²	[17]
Cd	Cd(OH)₂	2.51×10⁻¹⁴	[17]
Hg	HgS	3.98×10⁻⁵³	[17]

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1.3 影响因素

（1）进水浓度及沉淀药剂

废水中金属离子的浓度和性质决定了所选择的沉淀药剂的种类和投加量。一般来说，废水中金属离子浓度较低时，相应的沉淀药剂的投加量较少，废水中金属粒子浓度较高时，沉淀药剂的投加量就相应成比例增加。在现有的研究中，主要根据离子的不同来选择沉淀药剂的种类。例如，若要捕集废水中的镍离子，会选择Na₂CO₃为沉淀药剂，得到碳酸镍的晶体颗粒^[21-22]。若捕集废水中的砷，则采用NaS作为沉淀剂，得到AsS或者As₂S₃的结晶^[23]。但采用流化床结晶造粒捕集回收重金属离子大部分情况下采用的沉淀剂为Na₂CO₃。因为流化床结晶造粒捕集到的金属碳酸盐是纯净的，可以通过在强酸中溶解颗粒来重复利用，碳酸盐以二氧化碳的形式逸出，产生一种纯净的浓缩金属溶液，而载体颗粒砂可以再次用于反应器中，纯浓缩的金属溶液可在金属表面处理、化学和金属加工行业中重复使用^[21]。从经济和环境的角度来看，碳酸盐金属结晶时最具有吸引力的，因为苏打是一种相对便宜的化学品，并且将捕集颗粒溶解在强酸中进行金属回收再利用是容易且经济的。

（2）载体选择

选择载体的基本条件是，流化性能强、诱导沉淀反应能力强、与沉淀物结合性好、沉降性能好、性质稳定、比重大、无磁性、无腐蚀性、具有经济性。流化床结晶造粒捕集重金属离子中常常采用石英砂作为载体，少部分应用研究采用沉淀目标物晶种为载体。对于载体尺寸的选择为毫米级，常用粒径一般在0.1—0.5 mm之间^[24-28]。为保证加入的载体满足工艺要求，加入前需要对载体进行洗涤和水力筛选，达到去除载体中的污染物和过于细小的颗粒。

（3）水力条件

流化床中的水力条件需要兼顾载体流态化、沉淀结晶效率以及载体和沉淀物不会破裂等因素。适当的水力条件可削减结晶颗粒物晶界膜的厚度，从而有利于结晶反应的进行；过大的水力作用会导致载体颗粒物磨损或破碎而导致细小晶体随出水流出，从而降低流化床结晶造粒的废水处理效果。

（4）进药比

进药比指沉淀药剂与目标金属离子的物质的量比。其值决定了反应体系的溶液过饱和度，进药比的适当增加，结晶反应过程的推动力变大，从而可以促使处理废水的效率提高，但过大的进药比会造成药剂利用率的下降、工艺成本的升高。针对不同离子有最佳的摩尔比范围，例如，镍离子捕集中，进药比的[CO₃²⁻]/[Ni²⁺]比值为2时能得到较好的去除效果^[22]。铜离子捕集中，进药比[CO₃²⁻]/[Cu²⁺]的比值为1—2时效果较好^[29-31]。

2. 研究与应用（Research and Application）

Ni、Cu、Zn、Pb、As、Ag、Mn、Ba、Cd和Hg是重金属废水处理中受关注度较高的主要微量元素。流化床结晶造粒技术处理重金属废水相比较于传统的化学沉淀技术具有显著的优势。传统的沉淀法通过控制特定的工艺条件和系统设置，得到含水率为60%—80%的污泥。流化床结晶造粒技术捕集回收的颗粒是纯净的，含水量仅为1%—5%的结晶颗粒，含水率低，容易固液分离，颗粒可回收利用，且处理后的废水达到排放标准，节省了大量的废物处理成本。这些发现完全符合国家倡导的可持续发展和循环经济政策。表2显示了流化床结晶造粒处理重金属废水的研究报告。

表 2 流化床结晶造粒技术回收重金属的应用

Table 2. Application of fluidized bed crystallization granulation technology for heavy metal recovery.

金属类型Type of metal	反应器和载体特性Reactor and carrier properties	操作条件Operational conditions	性能Performance	来源Source
Ni	D: 2.1 cm，H: 240 cmCarrier: SiO₂D_C: 0.4—0.5 mm	P_re: Na₂CO₃，pH: 10FH: 0.1 m	C_out Ni²⁺: 0.5 mg·L⁻¹E_CS: 1.0 mm	[21]
Ni	D: 2.5 cm，H: 100 cmCarrier: SiO₂ and CaCO₃D_C: 0.21—0.30 mm	C_in Ni²⁺: 150 mg·L⁻¹P_re: Na₂CO₃，pH: 9.8CO₃:Ni= 2:1FH: 0.6 mQ_in: 3.6 L·h⁻¹	Removal rate: 99.6%	[22]
Ni	D: 2.5 cm，H: 160 cmCarrier: SiO₂D_C: 0.25 mm	C_in Ni²⁺: 100 mg·L⁻¹P_re: Na₂CO₃，pH: 9.68CO₃:Ni= 2:1FH: 0.2 mQ_in: 1 mL·min⁻¹	Removal rate: 99%	[34]
Ni	D_L: 2 cm，H_L: 80 cmD_U: 4 cmH_U: 20 cm	C_in Ni²⁺: 300 mg·L⁻¹P_re: Na₂CO₃，pH: 10.8CO₃:Ni= 3:1	Removal rate: 97.08%E_CS: 0.25—2 mm	[11]
Ni	H_L: 80 cmCarrier: NiOOH	C_in Ni²⁺: 1470 mg·L⁻¹P_re: Na₂CO₃，pH: 9.68CO₃:Ni= 1:1FH: 0.5 mV_in: 42.9 m·h⁻¹	Removal rate: 99.6%C_out Ni²⁺: 2.31 mg·L⁻¹	[36]
Cu	D: 3 cm，H: 120 cmCarrier: SiO₂D_C: 0.25—0.42 mm	C_in Cu²⁺: 10 mg·L⁻¹P_re: Na₂CO₃，CO₃:Cu= 2:1FH: 0.45 mV_in: 25 m·h⁻¹	Removal rate: 96%	[29]
Cu	D_L: 3 cm，H_L: 50 cmD_U: 9 cm，H_U: 10 cmCarrier: SiO₂D_C: 0.2—0.3 mm	C_in Cu²⁺: 100 mg·L⁻¹Precipitant: Na₂CO₃CO₃:Cu= 2:1V_in: 13 m·h⁻¹HRT: 30 min	Removal rate: 90%	[30]
Cu	H_L: 80 cmCarrier: CuCO₃	C_in Cu²⁺: 1600 mg·L⁻¹P_re: Na₂CO₃，pH: 6.0—8.0CO₃:Cu= 3:1FH : 0.2mHRT: 16.7 min	Removal rate: 95%	[31]
Cu	D_L: 2 cm，H_L: 80 cmD_U: 4 cm，H_U: 15 cmV: 0.55 L	C_in Cu²⁺: 400 mg·L⁻¹P_re: Na₂CO₃，pH: 6.0—8.0CO₃:Cu= 3:1Q_in: 10 mL·min⁻¹	Removal rate: 92%	[37]
Zn	Carrier: SiO₂	C_in Zn²⁺: 45 mg·L⁻¹P_re: Na₂CO₃，pH: 7.5—8.0FH : 2 mV_in: 40 m·h⁻¹	Removal rate: 95%E_CS: 1—3 mmM_c: 5%	[39]
Zn	D_L: 3 cm，H_L: 50 cmD_U: 9 cm，H_U: 10 cmV: 0.55 LCarrier: SiO₂D_C: 0.2—0.3 mm	C_in Zn²⁺: 20 mg·L⁻¹P_re: Na₂S，pH: 9.0FH: 0.1 mV_in: 15 m·h⁻¹HRT: 30 min	Removal rate: 95%C_out Zn²⁺: 1.0 mg·L⁻¹	[40]
Zn	D_L: 2 cm，H_L: 80 cmD_U: 4 cm，H_U: 20 cm	C_in Zn²⁺: 500 mg·L⁻¹P_re: Na₂CO₃，pH: 7.2CO₃:Zn= 1.2:1Q_in: 1.5 L·h⁻¹	Removal rate: 97.56%C_out Zn²⁺: 19 mg·L⁻¹E_CS: 0.5—1.0 mm	[19]
Pb	D: 2.5 cm，H: 66 cmCarrier: SiO₂D_C: 0.2—0.3 mm	C_in Pb²⁺: 40 mg·L⁻¹P_re: Na₂CO₃，pH: 8—9CO₃:Pb= 3:1V_in: 22 m·h⁻¹HRT: 380 min	Removal rate: 99%C_out Pb²⁺: 1 mg·L⁻¹	[42]
Pb	D: 5.2 cm，H: 133 cmV: 1.35 LCarrier: PbCO₃D_C: 0.053—0.062 mm	C_in Pb²⁺: 200 mg·L⁻¹P_re: Na₂CO₃，pH: 8—9CO₃:Pb= 3:1Q_in: 6 mL·min⁻¹	Removal rate: 98%	[43]
Pb	D_L: 2 cm，H_L: 80 cmD_U: 4 cm，H_U: 20 cmV: 0.55 L	C_in Pb²⁺: 200 mg·L⁻¹P_re: Na₂CO₃，pH: 7CO₃:Pb= 1.2:1	C_out Pb²⁺: 1 mg·L⁻¹	[20]
As	D: 2 cm，H: 160 cmCarrier: SiO₂D_C: 0.2—0.5 mm	C_in As: 611 mg·L⁻¹P_re: Na₂S，pH: 1.0S:As= 2:1Q_in: 1.62 L·h⁻¹	C_out As: 7.2 mg·L⁻¹E_CS: 1—3 mm	[23]
As	D: 2 cm，H: 185 cmV: 0.66 LCarrier: SiO₂	C_in As: 200 mg·L⁻¹P_re: Na₂S，pH: 2Dosage _C: 400 gS:As= 2.2:1	C_out As: 0.5 mg·L⁻¹	[44]
Ag	D: 1.8 cm，H: 150 cmCarrier: SiO₂D_C: 0.2—0.3 mm	C_in Ag: 1080 mg·L⁻¹P_re: Na₂CO₃，pH: 10.2CO₃:Ag= 3:1	C_out As: 10 mg·L⁻¹E_CS: 0.6 mm	[45]
Mn	D: 10 cm，Carrier: Manganese sandD_C: 0.4 mm	C_in Mn: 8.5 mg·L⁻¹P_re: Na₂CO₃，pH: 9.5V_in: 25 m·h⁻¹	C_out Mn: 0.5 mg·L⁻¹	[46]
Ba	D: 4 cm，H: 100 cm	pH: 8.8Ba:P= 1:1Q_in: 2.88 L·h⁻¹	Removal rate: 98%E_CS: 0.36 mm	[47]
Cd	D: 2 cm，H: 240 cmCarrier: SiO₂D_C: 0.2—0.3 mm	C_in Cd: 2080 mg·L⁻¹P_re: Na₂CO₃。pH: 7.9CO₃:Cd= 1.6:1FH: 1 m	C_out Cd: 1 mg·L⁻¹E_CS: 1 mm	[48]
Hg	Carrier: SiO₂D_C: 0.1—0.3 mm	C_in Hg: 20 mg·L⁻¹P_re: Na₂S，pH: 4—5	C_out Hg: 0.002 mg·L⁻¹E_CS: 1—3 mm	[24]
Polymetallic	D: 14.5 cm，H: 550 cmCarrier: SiO₂	C_in Ni: 510 mg·L⁻¹C_in Cd: 640 mg·L⁻¹C_in Zn: 1900 mg·L⁻¹pH: 7.2Q_in: 32 L·h⁻¹	Removal rate: 99%、92%、97%C_out Ni: 7 mg·L⁻¹C_out Cd: 53 mg·L⁻¹C_out Zn: 50 mg·L⁻¹	[25]
Polymetallic	D: 10 cm，H: 220 cmCarrier: SiO₂D_C: 0.15—0.30 mm	C_in: 20 mg·L⁻¹P_re: Na₂CO₃，pH: 9.0FH: 0.4 m	Removal rate: 95%	[18]
Polymetallic	D: 10 cm，H: 90 cmCarrier: SiO₂D_C: 0.25—0.42 mm	C_in Cu: 250 mg·L⁻¹C_in Pb: 130 mg·L⁻¹C_in Ni: 130 mg·L⁻¹P_re: Na₂CO₃，pH: 8.7—9.1FH: 0.3 m	Removal rate: 97%、96%、93%C_out Cu: 0.5 mg·L⁻¹C_out Pb: 0.5 mg·L⁻¹C_out Ni: 0.9 mg·L⁻¹	[26]
Polymetallic	Carrier: SiO₂D_C: 0.25 mm	P_re: Na₂CO₃CO₃: Metal= 1.2:1Q_in: 25 L·h⁻¹HRT: 1.8 min	Removal rate: 95%	[27]
Polymetallic	D: 5 cm，H: 200 cmCarrier: CaCO₃D_C: 0.12—0.18 mm	C_in Fe: 0.94 mg·L⁻¹C_in Mn: 1.95 mg·L⁻¹P_re: NaOH，pH: 9.6FH: 0.5 m	C_out Fe: 0.246 mg·L⁻¹C_out Mn: 0.061 mg·L⁻¹	[28]
D: Reactor diameter; D_L: Lower diameter; D_U: Upper diameter; H: Total height of reactor; H_L: Lower height; H_U: Upper height; V: Reactor volume; D_C: Carrier particle size; Dosage _C: Carrier dosage; C_in: Influent concentration; C_out: Effluent concentration; FH: Fill Height; P_re: Precipitant; HRT: Hydraulic Retention Time; A:B: The molar ratio of A and B; V_in: Inlet flow rate; Q_in: Into the liquid flow; E_CS: Carrier excluded particle size; M_c: Moisture content.

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2.1 镍

1980年，荷兰的DHV就研发了一种球团反应器中结晶系统，用于从化工、金属加工和电镀行业的几乎所有类型的废水中回收重金属。1987年，在重金属回收领域的第一个全规模的镍回收工厂已投入运行，反应器直径为0.6 m，反应器系统结构紧凑，投资成本相对较低，结晶过程稳定，操作容易^[32]。Wilms等^[21]利用流化床反应器结晶碳酸镍回收废镀液中的镍，载体采用石英砂，填充高度为1 m。沉淀药剂采用浓度为1.06 g·L⁻¹的碳酸钠溶液，合成镍废水浓度为1350 mg·L⁻¹。结果表明，出水镍浓度低于0.5 mg·L⁻¹，得到直径约为1 mm的碳酸氢镍颗粒，通过将颗粒溶解在HCl或H₂SO₄中，获得氯化镍的纯溶液，说明了流化床结晶造粒技术处理镍废水是有效的。

Guillard等^[22]研究了流化床中碳酸镍的沉淀。实验装置如图3所示，反应器内载体采用粒径为0.21—0.30 mm的白色石英砂，填充高度0.6 m。沉淀剂为3.6 g·L⁻¹的无水碳酸钠溶液。合成废水的镍浓度为50—150 mg·L⁻¹，进水流量为3.6 L·h⁻¹，沉淀剂流量为1.08 L·h⁻¹，温度为24 ℃，当反应pH为9.8，[CO₃²⁻]/[Ni²⁺]物质的量比为2∶1和4∶1时，合成废水镍的去除率分别为99.6%和97.2%。在前述研究的基础上，Guillard等^[33]研究了去除镍的最佳工艺并讨论了系统参数对去除效率的影响程度，当反应pH 9.97，[CO₃²⁻]/[Ni²⁺]物质的量比为3.5，废水镍浓度为69.5 mg·L⁻¹，进水泵转速为43.9 r·min⁻¹时，出水中降至1.37 mg·L⁻¹，镍的去除率达到98%。该研究中[CO₃²⁻]/[Ni²⁺]物质的量比、酸碱度、进水镍浓度具有最显著的影响，再循环比和进料点数目对工艺效率的影响最小。

图 3 流化床反应器示意图^[22]

Figure 3. Schematic representation of the fluidized bed reactor

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Costodes等^[34]研究了进料点数量变化对结晶造粒过程的影响，对比了2个进药口与6个进药口两系统的情况，研究结果表明，2个进药口系统在床层中存在着底部高、顶部低的过饱和再分配不均的现象，导致了均匀形核导致细粒的过量产生。用6个进药口系统得到了更均匀的过饱和再分配，可有效控制和降低局部过饱和水平，提高除镍效率。并且前者结晶是通过均相成核进行，后者由于过饱和的均匀分布，镍的去除通过异相成核到硅砂上生长聚集。Salcedo等^[35]研究了在流化床中均相结晶回收合成废水中的镍，通过改变进水镍浓度、进药比和沉淀剂的酸碱度，当进水镍浓度为300 mg·L⁻¹，[CO₃²⁻]/[Ni²⁺]物质的量比为1.5时，pH 10.8时，镍离子去除率为84.93%。在合成瓦槽废水中添加钙离子提高了造粒效率，但降低了合成废水中镍的去除率。钙离子的存在可能已经在碳酸盐的反应中与镍竞争，发生CaCO₃和Ca(OH)₂的形成，形成的颗粒很脆，当它们相互碰撞时，就会发生磨损。因此，随着钙浓度的增加，去除效率降低。

Ballesteros等^[11]采用流化床均相造粒去除镍，通过测定不同的进水镍浓度、进药比和pH，确定了最佳工艺条件：镍浓度为200 mg·L⁻¹，[CO₃²⁻]/[Ni²⁺]物质的量比为2.0，pH 10.7，镍去除率为98.80%，制粒效率为97.80%，但由于反应时间的延长、流化引起的粉末碰撞等因素，形成的颗粒团聚程度较高，通过能谱分析结果碳、氧、镍的原子百分比约为12%、35%、50%，与碳酸镍一致。在卢明俊等^[36]的专利中，以流化床均相结晶技术合成碱式氧化镍（NiOOH）结晶物，将含镍溶液与氧化药剂引入反应器混合以产生碱式氧化镍颗粒晶体，调整水质条件包括pH、截面负荷、水体停留时间，所获得的处理效率与结晶颗粒纯度高。

流化床结晶造粒工艺处理镍废水可同时实现废水中镍的去除和回收，已有良好的应用实例，因此可认为该方法在镍废水处理领域极具研究和应用价值。对于镍废水的处理，下一步可着重对实际废水中其他成分对结晶过程的影响以及如何减少不利因素等方面进行系统地研究。

2.2 铜

Lee等^[29]研究了含铜废水在砂粒表面的沉淀，考察了pH值、进药比、水力负荷和化学试剂类型等参数的影响。随着水力负荷的增大，流化床中颗粒受到相互碰撞会在溶液中形成微粒，从而导致铜的去除量减小。最佳工艺条件下：进水铜浓度为10 mg·L⁻¹，pH 8.4—8.6，[CO₃²⁻]/[Cu²⁺]的物质的量比为2，水力负荷不超过25 m·h⁻¹，铜去除率达到96%，结晶产物结构致密，具有一定的强度，且主要构成元素为铜和氧，其中铜约占总量的50%，适于回收。

阎中等^[30]研究了诱导结晶处理含铜废水，在最佳工艺条件下，进药比为1—2，水力负荷为13 m·h⁻¹，水力停留时间为30 min，连续运行145 d，处理浓度为20 mg·L⁻¹、50 mg·L⁻¹、100 mg·L⁻¹的含铜废水，去除率均可以达到90%以上，去除和回收铜总计212 g，结晶颗粒为碱式碳酸铜。

卢明俊等^[31]的专利中提出了一种以流化床结晶技术合成均质碱式碳酸铜及氧化铜结晶物，废水初始铜浓度为1300 mg·L⁻¹，[CO₃²⁻]/[Cu²⁺]物质的量比为2，水力停留时间为16.7 min，pH 6—8，得到碱式碳酸铜颗粒；当反应pH＞8时，可获得氧化铜颗粒。

Lertratwattana等^[37]通过流化床均相结晶从冶金工业废水中去除和回收铜，废水铜浓度为400 mg·L⁻¹时，在双酸碱度操作模式下，pH 6—8，[CO₃²⁻]/[Cu²⁺]物质的量比为1.5，进水流速为0.6 L·h⁻¹，铜去除率为92%，颗粒回收率为96.3%。对球状晶体产物的表征确定了孔雀石是唯一的晶相，氢氧化铜沉淀是孔雀石的主要晶相组成。有专利^[38]提到一种结晶铜的硫化物的方法和设备，使用流化床反应器将铜结晶成硫化物，达到去除污水中的铜的目的，同时使材料能够再循环。药剂采用硫化钙（CaS）或者九水合硫化钠（Na₂S·6H₂O），最终得到硫化铜结晶。

在流化床结晶造粒工艺下，含铜废水可成功从废水中结晶为碱式碳酸盐、氧化物及硫化物，并且废水中铜的去除率较高，具有易控制、效率高、出水水质好、无二次污染等优点，实现了铜废水的高效处理。

2.3 锌

Jansen^[39]提出了一种从废水中去除锌的方法，在反应器载体上结晶为相应的重金属碳酸盐沉淀。圆柱形反应器中采用砂粒作为结晶载体，沉淀药剂为碱金属碳酸盐或重碳酸盐（例如：Na₂CO₃、NaHCO₃、K₂CO₃、KHCO₃）。对于锌浓度为45 mg·L⁻¹的废水，载体填料高度为2 m，进水流速为40 m·h⁻¹，pH 7.5—8时，锌去除率可达到95%。工艺取出的碳酸盐颗粒（粒径约为1—3 mm）含水率低于0.5%，非常适用于电镀工艺的废水处理。

杨艳等^[40]研究了诱导结晶处理含锌废水，对进药比、进水pH、等工艺参数进行了讨论，对不同浓度的进水进行了对比试验。得到了最佳工艺条件：沉淀药剂为硫化钠，废水锌浓度为80—100 mg·L⁻¹，进药比[S²⁻]/[Zn²⁺]为1—2，pH 9，水力负荷15 m·h⁻¹，水力停留时间30 min，出水含锌量为1.0 mg·L⁻¹左右，去除率达到95%。

Udomkitthaweewat等^[19]研究流化床造粒工艺去除螺杆生产废水中的锌。不添加载体，沉淀药剂为Na₂CO₃，进水锌浓度为500 mg·L⁻¹，进水流量和药剂流量为1.5 L·h⁻¹，[CO₃²⁻]/[Zn²⁺]物质的量比为1.2，pH 7.2，出水锌浓度为19 mg·L⁻¹，锌去除效率为97.56%，结晶率为93.39%。

专利^[41]提出了一种采用流化床结晶技术合成均质含锌结晶物的方法，当锌废水的浓度为100 mg·L⁻¹，[CO₃²⁻]/[Zn²⁺]物质的量比为1.2，反应pH 8，停留时间为10—50 min时,工艺除锌效率为99.9%，出水的锌浓度为0.15 mg·L⁻¹。

2.4 铅

Chen等^[42]在流化床反应器中结晶去除合成废水中的铅。最佳工艺条件：载体为白色石英砂，填充高度为反应器总高度的0.25—0.3，沉淀剂为Na₂CO₃，进水铅浓度为40 mg·L⁻¹，pH 8—9，进水[CO₃²⁻]/[Pb²⁺]物质的量比为3:1，进水流速小于22 m·h⁻¹，反应器运行380 min时，出水铅浓度为1 mg·L⁻¹，铅去除率达到99%。

Luna等^[43]用结晶法在流化床反应器中去除和回收铅。证明了流化床反应器结晶过程去除和回收合成废水中铅的潜力，并且确定了流化床中种子结晶可以产生较高的铅转化效率。载体采用粒径为0.053—0.062 mm的PbCO₃颗粒，沉淀剂为Na₂CO₃，废水铅浓度为200 mg·L⁻¹，pH 8—9，[CO₃²⁻]/[Pb²⁺]物质的量比为3，进水和沉淀药剂的流量为0.36 L·h⁻¹，再循环流量为11.1 L·h⁻¹，采用2.5 g种子晶粒，铅去除率达到98%。

Chen等^[20]研究了以硅砂为种子的流化床结晶工艺和无载体的流化床均相结晶工艺对含铅废水的处理效果。在不同的pH条件下，两种晶相（PbCO₃和Pb₃(CO₃)₂(OH)₂）的碳酸铅被回收，其中均相结晶颗粒尺寸为100 μm，表明通过流化床均相结晶去除铅是可行的。

2.5 砷

Lee等^[23]的专利中通过使用填充载体流化床的反应器从水中去除砷。沉淀剂采用硫化钠溶液。进水砷浓度为611 mg·L⁻¹，进水流量为0.3 L·h⁻¹，沉淀药剂流量为1.6 L·h⁻¹，进药比为2，pH 1，结晶率为93%，反应器内排出橙色晶体（雄黄AsS和雌黄As₂S₃的混合物）直径为1—3 mm，处理出水砷浓度为7.2 mg·L⁻¹，经过超滤系统后砷浓度为0.5 mg·L⁻¹。

Huang等^[44]研究了流化床结晶法处理高浓度含砷废水。实验装置如图4所示，载体为硅砂。沉淀药剂为硫化钠（Na₂S）和亚砷酸钠（NaAsO₂），对进药比、pH和进水砷浓度进行了变量实验，硫化物投加量和操作pH值是确定出水残余As浓度的两个最重要的参数，实验结果表明满足砷排放条件的最佳pH 2，进药比为2.2，反应器出水中的砷浓度小于0.5 mg·L⁻¹。

图 4 FBC处理高浓度砷废水工艺流程图^[44]

Figure 4. Diagram of FBC process for the treatment of wastewater containing high-strength As

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2.6 其他金属

Wilms等^[45]以石英砂为载体在流化床反应器中结晶碳酸银，在最佳工艺条件下：石英砂粒径为0.2—0.3 mm，填充高度为0.6 m，沉淀药剂为Na₂CO₃，[CO₃²⁻]/[Ag⁺]物质的量比为3，水力负荷为45 m·h⁻¹，出水pH 10.2，出水中的银浓度低于8 mg·L⁻¹，排出颗粒为Ag₂CO₃，粒径为0.6 mm，质量分数大于99%，研究表明，流化床结晶造粒捕集回收银是从废水中回收银的经典方法的一种有价值的替代方法。

有一篇专利^[46]提出了一种流化床结晶回收锰的方法。可用于工业废水，特别是含有高浓度溶解性锰的水的处理。载体材料采用锰砂（也可采用粒径为0.1—5.0 mm的粒状物质：砂、蒽石、活性炭、碳化物、树脂等），填充高度优选1—3 m，药剂采用氢氧化钠、碳酸钠等，反应器设置多个进药口。原水溶解锰浓度为8.5 mg·L⁻¹，pH 9.5，进水速度为25 m·h⁻¹，处理水锰浓度为0.5 mg·L⁻¹。

Su等^[47]采用流化床结晶法回收钡，研究了流体上升速度、载体加入量、载体粒度等工艺条件对钡盐晶体生长的影响。当上升流速为2.8 L·h⁻¹，进药比为1.0，pH 8.4—8.8时，钡的去除率为98%，回收得到平均粒径为0.36 mm的颗粒。XRD结果表明，在pH小于10时，结晶产物为BaHPO₄以及微量BaO，在pH为11时，结晶产物为Ba₃(PO₄)₂。

Dotremont等^[48]通过在流化床反应器内研究了碳酸镉结晶的最佳条件，载体石英砂采用粒径为0.2—0.3 mm，填充高度为1 m。当[CO₃²⁻]/[Cd²⁺]物质的量比为1.6，pH 7.9时，处理镉浓度为1120 mg·L⁻¹的合成废水，出水镉浓度为1 mg·L⁻¹，捕集到的颗粒为CdCO₃和少量Cd(OH)₂的混合物，粒径为1 mm，溶解于强酸可得到镉离子浓溶液，进行回收利用。

Janssen^[24]的专利中研究了从废水中去除汞金属的方法。载体采用粒径为0.1—0.3 mm的沙子，沉淀药剂可用碱金属硫化物（例如Na₂S、K₂S）或者碱金属硫氢化物（例如HS、KHS）或者硫化铵或硫化亚铁。pH 4—5，处理Hg浓度为5—20 mg·L⁻¹的废水，出水Hg浓度为0.020—0.055 mg·L⁻¹，经过滤后Hg浓度为0.002 mg·L⁻¹，工艺结晶产物为粒径1—3 mm的硫化物颗粒。

从采用流化床结晶造粒处理镍、铜废水及其它各类单一金属废水综合可以得知，该技术处理镍、铜废水方面已被证实了长期稳定性，但在锌、铅、砷等金属方面的研究只是进行了一些可行性的探究，需要进行深入的探讨和优化工艺参数。

2.7 多金属复合结晶

流化床结晶造粒工艺处理单一重金属废水取得了良好的效果，为了考察处理多种重金属废水的可行性，学者们做了大量的研究，Nielsen等^[25]利用流化床反应器去除烟气脱硫废水中的重金属，研究表明流化床结晶造粒技术已被证明能够处理工业废水和地下水中的几种溶解重金属，载体颗粒为石英砂，沉淀药剂为KMnO₄，进水镍、镉、锌浓度分别为510 、640、1900 mg·L⁻¹，当废水流量为32 L·h⁻¹，pH 7.2时，出水镍、镉、锌浓度分别为7 、53 、50 mg·L⁻¹，镍、镉、锌的回收率分别为99%、92%、97%。产生的致密颗粒密度为2.5—3.0 kg·L⁻¹，人工脱水后含水量低于20%。

Zhou等^[18]开发了一种去除工业废水中重金属的新工艺。串联两个相同规模的流化床反应器进行实验，载体采用粒径为0.15—0.30 mm的沙子，填充高度为0.4 m，沉淀剂Na₂CO₃，重金属废水为铜、镍、锌的合成废水，当pH 9—9.1，废水中每种重金属离子浓度为10 mg·L⁻¹和20 mg·L⁻¹时，去除率达到92%和95%；当反应pH大于8.7时，92.4%以上的沉淀为更加不溶于水的氢氧化物。

Lee等^[26]采用顺序流化床反应器去除合成废水中的重金属，对比于单个流化床反应器，顺序式流化床反应器的重金属去除效率和进水金属浓度限值均占优势。如图5所示，载体采用粒径为0.25—0.42 mm的石英砂，填充高度为0.3 m。

图 5 顺序流化床实验装置示意图^[26]

Figure 5. Schematic diagram of sequential fluidized bed experimental device

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合成废水中Cu浓度为250 mg·L⁻¹、Pb浓度为130 mg·L⁻¹、Ni浓度为130 mg·L⁻¹。当[CO₃²⁻]/[Cu²⁺]=1.5、[CO₃²⁻]/[Pb²⁺]=3、[CO₃²⁻]/[Ni²⁺]=3时，三者的去除率分别为97%、96%、93%。经滤纸过滤后Cu浓度几乎为0 mg·L⁻¹、Pb浓度为0.3 mg·L⁻¹、Ni浓度为0.8 mg·L⁻¹。结晶产物每颗砂中金属体量约为1.16 g。

孙杰等^[27]研究了诱导结晶新工艺处理重金属废水，考察了不同浓度的重金属废水的处理情况，当进水流量为25 L·h⁻¹，进药流量为4 L·h⁻¹，水力停留时间为1.8 min，进药比为1.2:1时，沉积在硅砂表面的重金属的去除率最高可达95%，对反应饱和后的硅砂可采取加酸溶解回收重金属会采用水泥固化硅砂的方法，从而达到对重金属废水的最终无害化处理。

唐章程等^[28]通过中试实验考察了结晶造粒流化床技术对水中铁、锰的同步去除效果及影响因素，确定了相关工艺条件。实验装置如图6，载体为方解石，填充高度为0.5 m，进水铁浓度为0.87—0.94 mg·L⁻¹，锰浓度为1.86—1.95 mg·L⁻¹，pH 9.6时，出水中锰浓度降低至0.061 mg·L⁻¹，铁浓度为0.246 mg·L⁻¹，结晶颗粒物中铁和锰分别以FeOOH和Mn₃O₄、MnO₂形态存在，所占比例分别为50.14%、49.86%。

图 6 实验装置示意图^[28]

Figure 6. Schematic diagram of experimental device

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3. 结论及展望（Conclusion and outlook）

虽然目前研究中的数据大部分处于实验研究阶段，但在荷兰、中国台湾等发展基础较深厚的地区已经得到了应用。这已经充分说明流化床结晶造粒工业应用的可行性和具有良好的发展前景。这些综合的信息可以帮助学者们进行进一步的探索研究。重金属废水经流化床结晶造粒技术处理后，重金属离子去除率较高，处理后的废水可进行标准化排放，且系统不产生污泥。金属包覆颗粒含水率低，且结构密实，易溶解于强酸，可重新投入工业使用。由所综述的综合文献可知，研究中的流化床反应器内径由2—60 cm，高度由0.6—5.5 m，可处理废水浓度由5—1900 mg·L⁻¹，既能够处理单金属废水，也可以处理多金属混合废水，采用流化床结晶造粒工艺去除重金属是一种回收金属、实现资源化利用的好方法。

尽管该技术已得到了令人鼓舞的结果，但仍需要进行更多的研究来解决文献中的一些空白和相关问题：

（1）液固流态化的实现很大程度上依赖于以往的经验方法。众所周知，流化床反应器的操作很复杂，而且针对于不同的水质，需要灵活调节操作参数，因此，使用其处理重金属废水是具有挑战性的。已有的研究大多报道了处理效果以及一些参数对处理效果的影响。但是基于流态化模型的理论研究不多，在此基础上，还需要对流化床反应器在废水处理中的工艺优化进行进一步的理论研究。

（2）从实验室小规模的研究转型至实际应用的大装置，该过程药剂的使用量和能耗不容易被接受。而且还应考虑流化床反应器的扩大设计以便于使其得到实际应用。虽然已有部分大型设备得到了应用，但是其工艺能耗等方面还需要改进。例如：在颗粒排出方面，装置的自动化程度还需要进行优化。

（3）处理每种金属离子的反应条件不相同，对于不同的工业废水需要进行不同处理研究，从实验室的探索研究，到中试试验，再进行工业化处理，最后投入到工业生产中。在这个长期的研究过程中需要科研工作者克服各种困难，不断前进。

从开始应用到现在，该技术研究的仍然火热。近年来，人们对这一课题的兴趣与日俱增，很明显，流化床结晶造粒技术在重金属废水处理中能够得到充分的发挥使用。总体而言，该技术具有改善工艺性能和降低各种重金属废水处理的成本。若处理得当，在解决实际排放问题的同时还能够实现废水资源化应用。因此，采用流化床结晶造粒技术处理重金属废水的规模化研究具有巨大的发展空间和应用前景。

图 1 原状污泥与冻融后污泥颗粒粒径分布曲线

Figure 1. Particle size distribution curve of original sludge and sludge after freeze-thaw

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图 2 径向真空预压模型箱示意图

Figure 2. Schematic diagram of radial vacuum preloading model box

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图 3 不同类型排水板实物图

Figure 3. Physical drawing of different types of plastic drainage boards

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图 4 不同排水板类型累积出水量变化曲线

Figure 4. Change curve of cumulative water discharge of different PVD types

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图 5 不同排水板类型累积沉降量变化曲线

Figure 5. Variation curve of cumulative settlement of different PVD types

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图 6 不同排水板类型含水率变化

Figure 6. Change of water content of different PVD types

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图 7 不同排水板类型孔径分布变化曲线

Figure 7. Pore size distribution curves of different PVD types

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图 8 不同排水板类型孔径大小变化

Figure 8. Percentage change of pores with different sizes under different PVD types

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图 9 不同排水板类型电镜扫描图

Figure 9. SEM diagram of different PVD types

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表 1 污泥基本物理指标

Table 1. Basic physical indexes of sludge

比重含水率/% 密度/(g·cm⁻³) 有机质/% 液限/% 塑限/%

1.8 86 1.13 40 184 111

比重含水率/% 密度/(g·cm⁻³) 有机质/% 液限/% 塑限/%

1.8 86 1.13 40 184 111

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图( 9) 表( 1)

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1. 液固流化床结晶造粒技术的概述（Overview of Liquid-solid FBC and granulation technology）
1.1 液固流化床
1.2 液固流化床结晶造粒
1.3 影响因素
2. 研究与应用（Research and Application）
2.1 镍
2.2 铜
2.3 锌
2.4 铅
2.5 砷
2.6 其他金属
2.7 多金属复合结晶
3. 结论及展望（Conclusion and outlook）

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市政污泥是城市污水处理过程中不可避免的副产物，其含水率高、有机质含量高、成分复杂，并且含有大量的寄生虫卵、病原微生物和一定量的重金属^[1]。近年来，市政污泥的产量也在不断增加，预计2025年我国污泥年产量将突破9×10⁷ t，污泥处理处置已成为一项亟待解决的难题^[2]。污泥的主要处置方式包括卫生填埋、农业利用、干化焚烧、建筑材料利用等，我国较大部分污泥采用填埋方式，约占我国污泥总处置量的65%^[3]。

由于我国早期污水处理厂存在着“重水轻泥”的现象，导致已填埋污泥的含水率过高，力学性质较差。而填埋场的库容有限，随着污泥产量的逐年增加，目前国内许多城市的填埋场，例如上海老港、成都长安、深圳下坪、杭州天子岭的填埋场的库容已经严重不足^[4-5]，为此，许多填埋场要求将填埋污泥的含水率从80%降低至60%以下，这样可以增加至少50%的填埋库容^[6]。但是，由于污泥有机质含量高、结合水含量高、亲水性强，单一的机械处理很难将污泥含水率降低至60%以下，需结合一定的预处理方法将污泥的胞外聚合物（EPS）破解，释放出自由水后再进行脱水减量处理^[7]。当前填埋污泥的深度脱水通常采用“化学调理+板框压滤”的方法^[8]，该方法需将污泥从填埋库中挖出，运输到指定场地后再进行处理，存在着成本高、易对环境造成二次污染的问题，因此，需寻找一种高效、环保的污泥原位处理方法。

真空预压法具有施工工艺简单、成本低等优点，是软土地基原位处理的一种有效方法^[9-11]。近年来，将化学预调理与真空预压相结合的工艺已逐渐被应用于填埋污泥原位处理^[3,8,12-16]，该工艺在一定程度上能够实现污泥的原位减量，但是仍存在易产生臭气污染、难以保证药剂调理均匀等问题。为了寻找更加环保高效的填埋污泥原位处理方法，有研究者提出了冻融联合真空预压填埋污泥原位处理技术^[17-18]。冻融的原理是污泥被冷冻时，冷冻过程中不断生长的冰晶会破坏污泥细胞膜的完整性，使细胞脱水、收缩或溶解，使胞外聚合物释放到上清液中^[19]；同时，冻融后污泥中小颗粒团聚成大颗粒，能显著提高污泥的脱水性能，而且冻融循环可显著提高污泥的渗透系数^[20-21]。

有研究表明，采用冻融联合真空预压法处理填埋污泥时，在出水量、出水速率、沉降量、减量比、含水率均优于药剂预调理方法^[18]，但其在实验过程中并没有使用实际真空预压过程中的塑料排水板；塑料排水板作为真空预压的负压传递通道和排水通道，其性能对真空固结效率和效果有着显著影响^[22]。根据芯板与滤膜的复合方式不同，目前工程界常采用分离式和整体式2种塑料排水板，在普通土体真空预压中，已有这2种排水板类型的对比研究^{[10, 23-24]}。但是，污泥作为一种胶体状生物固体，其工程性质显著不同于软土和吹填土，但目前鲜有考察不同排水板类型对填埋污泥真空固结效果的研究。

本研究开展了不同排水板类型填埋污泥冻融-真空对比研究。首先，对填埋污泥进行冻融预处理；随后进行室内真空预压模型实验，分别设置分离式排水板(SPVD)与整体式排水板(IPVD)对照组；最后，通过对比出水量、减量比、含水率等数据，探究该法处理填埋污泥的宏观效果，并且通过压汞、电镜扫描等微观实验，探究冻融后污泥在真空预压过程中微观结构变化特性。

3. 结论

1）分离式排水板和整体式排水板两者的最终出水量差别不大。两种不同类型排水板的最终减量比均在60%以上，整体式排水板的减量比为63.6%，分离式排水板的减量比为61.9%，整体式排水板减量比略优于分离式排水板。

2）原始污泥含水率为86%，经冻融联合真空预压处理后，其含水率大幅度下降，含水率最低可降至59.5%，符合我国填埋污泥的规范要求；其中，整体式排水板的整体处理效果更好。沿半径方向，污泥整体含水率分布呈现出逐渐增加的变化规律；沿深度方向，呈现出上部含水率低，底部含水率高的分布规律。

3）整体式排水板与分离式排水板孔径分布具有明显差异。分离式排水板主要以小孔分布为主，即以团粒内孔隙分布为主；而整体式排水板主要以微孔和介孔分布为主，即以颗粒间孔隙为主。整体式排水板对比分离式排水板结构更加致密，固结程度高，以颗粒间孔隙分布为主；而分离式排水板固结程度低，孔径相对更大，以团粒内孔隙为主。

参考文献 (29)

比重	含水率/%	密度/(g·cm⁻³)	有机质/%	液限/%	塑限/%
1.8	86	1.13	40	184	111

不同类型排水板对“冻融-真空预压”法原位处理填埋污泥工艺中污泥脱水效果的影响

作者简介: 张云达(1964—)，男，硕士，高级工程师。研究方向：地基基础施工、地基处理、污染土壤修复。E-mail：837884018@qq.com

通讯作者: 武亚军(1973—)，男，博士，教授。研究方向：废弃物处理与资源化。E-mail：wyjdldz@shu.edu.cn;

Comparative test on the effect of freeze-thaw vacuum preloading on landfill sludge under different types of plastic drainage boards

Corresponding author: WU Yajun, wyjdldz@shu.edu.cn ;

1. 液固流化床结晶造粒技术的概述（Overview of Liquid-solid FBC and granulation technology）

1.1 液固流化床

1.2 液固流化床结晶造粒

1.3 影响因素

2. 研究与应用（Research and Application）

2.1 镍

2.2 铜

2.3 锌

2.4 铅

2.5 砷

2.6 其他金属

2.7 多金属复合结晶

3. 结论及展望（Conclusion and outlook）

计量

出版历程

不同类型排水板对“冻融-真空预压”法原位处理填埋污泥工艺中污泥脱水效果的影响

通讯作者: 武亚军(1973—)，男，博士，教授。研究方向：废弃物处理与资源化。E-mail：wyjdldz@shu.edu.cn;

作者简介: 张云达(1964—)，男，硕士，高级工程师。研究方向：地基基础施工、地基处理、污染土壤修复。E-mail：837884018@qq.com 1. 上海市地矿建设有限责任公司, 上海 200331 2. 上海大学土木工程系, 上海 200444

English Abstract

Comparative test on the effect of freeze-thaw vacuum preloading on landfill sludge under different types of plastic drainage boards

Corresponding author: WU Yajun, wyjdldz@shu.edu.cn ;

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1.1. 实验污泥

1.2. 真空预压模型实验

2.1. 累积出水量

2.2. 累计沉降量与减量比

2.3. 含水率

2.4. 压汞实验

2.5. 电镜扫描

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1.1. 实验污泥

1.2. 真空预压模型实验

2.1. 累积出水量

2.2. 累计沉降量与减量比

2.3. 含水率

2.4. 压汞实验

2.5. 电镜扫描

作者简介: 张云达(1964—)，男，硕士，高级工程师。研究方向：地基基础施工、地基处理、污染土壤修复。E-mail：837884018@qq.com
1. 上海市地矿建设有限责任公司, 上海 200331

2. 上海大学土木工程系, 上海 200444