污水处理厂污泥处置减污降碳路径研究

费伟良; 崔皓; 陈露; 鄢祖喜; 杨铭; 张晓岚; 唐艳冬

doi:10.16803/j.cnki.issn.1004-6216.202304075

污水处理厂污泥处置减污降碳路径研究

——以苏州工业园区污泥处置及资源化利用为例

1.
生态环境部对外合作与交流中心，北京 100035
2.
中国科学院大学，北京 100049
3.
苏州工业园区中法环境技术有限公司，苏州 215125

作者简介: 费伟良（1989—），男，工程师。研究方向：工业园区环境综合管理、减污降碳协同。E-mail：fei.weiliang@fecomee.org.cn

通讯作者: 杨铭（1982—），男，高级工程师。研究方向：工业污水处理、减污降碳协同。E-mail：yang.ming@fecomee.org.cn;

基金项目:
工业园区减污降碳协同增效路径及案例应用研究项目（621101062020035）
中图分类号: X322

Pathway research of pollution reduction and carbon emissions for sewage sludge disposal and resource utilization in wastewater treatment plants

1.
The Foreign Environmental Cooperation Center, Beijing 100035, China
2.
University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China
3.
SIP Sino French Environmental Technology Co., LTD, Suzhou 215125, China

Corresponding author: YANG Ming, yang.ming@fecomee.org.cn ;

摘要: 污泥的处理与处置已成为污水处理厂系统运行中最为复杂，且花费较高的部分之一。文章采用“产业协同、循环利用”新型模式处理污泥，利用热电厂的余热蒸汽干化污泥作为生物质能用于热电厂焚烧发电，产生的蒸汽冷凝水回到热电厂循环利用，焚烧产生的灰渣由水泥厂制成建筑辅材；生产过程中产生的污水、废气送回污水处理厂、热电厂进行处理达标排放。该技术路径实现了废水、废气达标排放，固废综合利用，余热回用及污泥热值充分利用，能最大限度地实现污泥的资源化、能源化利用，具有良好的环境效益和经济效益，是一种很好的减污降碳协同增效技术途径，在全国各大拥有或临近火电厂的工业园区均具有较好的推广价值。
- 污水处理厂 /
- 污泥 /
- 资源化 /
- 减污降碳 /
- 协同增效
Abstract: Sludge treatment and disposal has become one of the most complex and expensive parts during the system operation in the sewage treatment plant. A new model of "industrial cooperation and recycling" was adopted to treat the sludge. Waste heat steam from thermal power plants was used to dry the sludge as biomass energy for incineration and power generation in thermal power plants. The generated steam condensate was recycled back to the thermal power plant, and the ash generated by incineration was made into building auxiliary materials by cement plants. The steam condensate generated was returned to the thermal power plant for recycling, and the ash generated from incineration was made into building auxiliary materials by the cement plant; The sewage and exhaust gas generated during the production process was sent back to the sewage treatment plant and the thermal power plant for treatment and discharge up to standard. This technology path achieved the discharge standard of wastewater and exhaust gas, comprehensive utilization of the solid waste, the waste heat reuse, and full utilization of the sludge calorific value. It could maximize the resource utilization and energy utilization of the sludge and it was a good collaborative technology path for reducing pollution and carbon emission with an increasing efficiency. It had good environmental and economic benefits and had a good promotion value in major industrial parks with or near thermal power plants in the country.
- sewage plant /
- sludge /
- resource utilization /
- pollution reduction and carbon emission /
- synergistic efficiency

随着电子产品更新速度的加快，导致其使用周期缩短，产生了大量的电子垃圾。据统计，2020年全球产生了5.36×10⁷ t电子垃圾，比上一年增加近2×10⁶ t，电子废弃物已成为世界上增长最快的固体废物；预计到2030年将达7.4×10⁷ t，2050年增至1.2×10⁸ t^[1]。手机的平均使用寿命约为2~3 a，2020年中国废旧手机已超过5×10⁸ 台^[2]。线路板是手机中核心部件之一，废旧手机的产生伴随着大量的废手机板(Waste Printed Circuit Boards of Mobile Phones, WPCB-MPs)。WPCB-MPs中含有大量的铜、锡、铅、镍等有色金属，是手机元器件中最具价值的二次资源^[3]。因此，WPCB-MPs中金属的回收一直是研究的热点。

目前，WPCB-MPs金属回收方法主要有机械物理法、生物冶金、湿法冶金等^[4]。机械物理法包括WPCB-MPs的拆解、破碎、分选等，一般可作为其他处理方式的预处理^[5]。生物冶金法是利用某些微生物或其代谢产物与电子废弃物中的金属发生作用，产生氧化、还原、溶解、配位等反应，从而实现电子废弃物中有价金属(尤其是贵金属)的回收^[6]。传统湿法冶金主要是利用强酸或强碱浸出废线路板中的金属，然后再对浸出液进行分离和除杂，利用净化、沉淀、过滤、萃取、离子交换等方法得到目标金属^[7-8]。

矿浆电解不同于传统的湿法冶金，它是指在一个装置中同时实现金属浸出、部分溶液净化及电沉积的技术，因此具有流程短、能耗低、金属分离效果好、环保等优势。在我国，利用矿浆电解法第一次成功实现分离的是金属铋，并且阴极上析出的金属锑纯度可达99%以上，含铅小于0.04%，首次实现了矿浆电解工业化^[9-10]。近年来，矿浆电解法也逐步用于电子垃圾资源化。例如，在酸性条件下，利用矿浆电解法回收废弃CPU插槽中的金属，在最佳实验条件下，总金属的分离率可高达93%以上^[11]。随后，为了促进其工业应用，进行了5 000 mL规模实验，铜的回收率达94.5%^[12-13]；此外，还证实了酸性体系下矿浆电解液循环使用的可行性^[14]。虽然这些研究可以获得较高的铜回收率，但其他金属，如Fe、Al等也存在于电解质和阴极产物中，因而降低了电流效率和产物纯度^[15]。有研究发现，在氨-氯化铵碱性矿浆电解体系中，Cu可以形成低价态的[Cu(NH₃)]⁺铜氨络合物从而在阴极沉积，而铁和锰等金属几乎不能形成此类络合物，这有助于提高电流效率和铜纯度^[16]。实验结果显示，在最佳条件下，WPCB-MPs中铜的回收率为97.48%、纯度为99.992 1%，电流效率达106.76%^[17]。

电解液循环可以降低化学试剂的使用量以及减少废液的产生，节约成本、保护环境，对工业化生产有着重要作用。因此，在前期氨-氯化铵碱性矿浆电解体系的研究基础上，探讨电解液循环对Cu的回收率、电流效率和纯度以及Cu和Ni、Zn、Pb等金属迁移转化的影响，以期为后期工业化应用奠定基础。

1. 实验部分

1.1 实验材料与试剂

本实验所使用的WPCB-MPs已拆除元器件，经切割式破碎机破碎(BR20，中科骏驰精密仪器(北京)有限公司)，过40目筛，得到粒径<0.45 mm的WPCB-MPs粉。

采用HCl-HNO₃-HClO₄-HF^[18]对样品进行消解，通过电感耦合等离子体光学发射光谱法(ICP-OES，Optima 8300，美国PerkinElmer公司)测定其金属的质量分数，结果如表1所示。WPCB-MPs中最主要元素是Cu，其质量分数达到34.30%；其次是Ba、Fe、Al、Ni，质量分数分别为2.40%、1.59%、1.40%、1.42%；然后是Zn、Pb、Sn、Mg、Cr，质量分数均低于1%，共计为2.69%，远低于铜。

表 1 废手机板主要成分

Table 1. Main compositions of WPCB-MPs

Cu	Ba	Fe	Al	Ni	Zn	Pb	Sn	Mg	Cr
34.30%	2.40%	1.59%	1.40%	1.42%	0.89%	0.55%	0.73%	0.28%	0.24%

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本实验所用氨水(NH₃·H₂O)、五水硫酸铜(CuSO₄·5H₂O)、氯化铵(NH₄Cl)、氯化钠(NaCl)皆为分析纯，实验用水为超纯水。

1.2 实验装置与方法

实验采用自制的聚四氟乙烯槽(10 cm×6 cm×7 cm)，如图1所示。耐酸碱的滤布分隔成阴极区和阳极区，阴极区宽4.5 cm，阳极区宽5.5 cm。阳极使用钛表面镀钌铱电极，阴极为钛板，极板的尺寸为6.95 cm×6.5 cm×0.2 cm。反应时采用精密增力电动搅拌器(JJ-1，江苏金怡仪器科技有限公司，中国)在阳极区进行机械搅拌，使线路板粉与电解液充分接触。

图 1 实验装置示意图

Figure 1. Diagram of experimental device

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首次电解时电解液200 mL，0.5 mol∙L⁻¹ NaCl、0.5 mol∙L⁻¹ NH₄Cl、4 mol∙L⁻¹ NH₃∙H₂O、20 g∙L⁻¹ Cu²⁺(CuSO₄∙5H₂O)。将6 g WPCB-MPs粉末添加到阳极室中，搅拌，20 mA·cm⁻²下电解3 h。电解完成后，收集阴极区的铜箔，用1∶2的氨水混合液反复冲洗以洗去铜箔表面的铜氨络合物，洗净后于60 ℃下干燥至恒重。浆料通过0.45 μm的多孔滤膜进行抽滤，阳极渣60 ℃下干燥至恒重，分离后的电解液则用于第2次循环。第2次电解，使用第1次电解后的剩余电解液，用氨水调节电解液的pH至9.90左右，同时，用NH₄Cl适当调节电解液NH₄⁺物质的量浓度，在相同的Cu²⁺质量浓度、电流密度、固液比和电解时间下进行第2次实验。反应结束后，收集阴极产物、阳极渣以及电解液。重复该过程7次，具体如表2所示。

表 2 电解液循环体系实验安排

Table 2. Experimental arrangements of the electrolyte circulation system

循环次数	电流密度/(mA∙cm⁻²)	固液比/(g∙L⁻¹)	时间/h	调节前电解液中Cu²⁺质量浓度/(g∙L⁻¹)	调节后电解液中Cu²⁺质量浓度/(g∙L⁻¹)	反应前pH	反应后pH	电解液/mL	氨水加入量/mL
1	20	30	3	−	20	10.20	9.5	200	−
2	20	30	3	20.75	20	10.00	9.2	205	19
3	20	30	3	21.63	20	9.90	9.10	210	28
4	20	30	3	20.47	20	9.90	9.10	209	18
5	20	30	3	20.34	20	9.90	9.10	200	15
6	20	30	3	19.63	20	9.90	9.00	200	20
7	20	30	3	21.08	20	9.90	9.30	208	17
8	20	30	3	20.47	20	9.90	9.10	206	13
注：“−”表示该数值不存在。

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每次电解之后，分别收集阳极渣、阴极产物、电解液。阴极产物和阳极渣在HCl-HNO₃-HClO₄-HF体系^[18]下进行消解。消解液和电解液中铜浓度采用紫外分光光度法(730 nm)测定^[19]，其他金属则使用ICP-OES测定。阴极产物的物相及微观形态分别通过X射线衍射仪(XRD，Japan Rigaku, 29 /Ultima IV)和扫描电子显微镜(SEM, Cari Zeiss, UItra55, Heidenheim ,德国)进行表征。

Cu回收率、阴极产物纯度、Cu的电流效率、金属在阳极渣、阴极产物、电解液中的分布率计算方法如式(1)~式(4)所示。

$\mathrm{C}\mathrm{u}{\text{回收率}}=100\mathrm{\%}-\frac{{m}_{1}{w}_{1}}{{m}_{2}{w}_{2}}$

$(1)$

式中：m₁为阳极渣质量，g；w₁为阳极渣中金属的质量分数；m₂为WPCB-MPs粉质量，g；w₂为WPCB-MPs粉中金属的质量分数。

${\text{阴极产物铜纯度}}=100\mathrm{\%}-{\text{其他金属的质量分数}}$

$(2)$

${\text{铜的电流效率}}=\frac{{m}_{3}}{{m}_{4}}\times 100\%$

$(3)$

式中：m₃为实际得到的阴极铜的质量，g；m₄为根据法拉第定律计算得到的理论阴极铜的质量，g。

${m}_{4}=\frac{{M}_{Cu}It}{{Z}_{Cu}F}$

$(4)$

式中：M_Cu为Cu的相对分子质量，63.54 g∙mol⁻¹；I为通过的电流，A；t为电解反应的时间，h；Z_Cu为铜的价态，2；F为法拉第常数，F=96 485.3 C∙mol⁻¹。

2. 结果与讨论

2.1 电解液循环对Cu回收率、纯度、电流效率的影响

阴极铜的纯度和电流效率是金属回收率的重要指标^[20]。因此，通过阴极铜回收率、纯度和电流效率，分析了矿浆电解回收过程中电解液重复使用对铜的影响(图2)。结果表明，初次运行时，阴极铜的纯度、电流效率和回收率分别为99.98%、98.63%和99.05%。随着电解液的重复使用，阴极铜的纯度与回收率波动较小，尤其是纯度，达到99.9%以上。这是因为，在该系统中，WPCB-MPs中的Cu可形成可溶性氨络合物被选择性浸出，而Fe和Mn等金属几乎不形成此类络合物^[21]，这极大提高了阴极铜纯度。另外，铜回收率的变化也较小，高于95%(如图2(a))。铜的电流效率变化幅度较大，但均在83%以上(如图2(b))，远高于铜电解精炼的电流效率(60%~70%)。其原因可能是，WPCB-MPs中的Cu能直接一步溶解生成一价或二价铜氨络合物，二价铜氨络合物又能与金属铜反应生成一价铜氨，最终使溶液中的部分铜以一价铜的形式沉积，从而提高了电流效率(式(5)~式(9))^[22]。氨水容易挥发，易有挥发性气体NH₃生成，由此可见，消耗的氨水中N的去向主要以Cu(NH₃)₄²⁺、Cu(NH₃)₂⁺、NH₃、NH₃·H₂O、NH₄⁺形式存在。

图 2 矿浆电解运行次数对铜回收率、电流效率和纯度的影响

Figure 2. Effects of operation times of slurry electrolysis on copper recovery, current efficiency and purity

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${\rm{Cu}}+2{\rm{NH}}_{3}\cdot {\rm{H}}_{2}{\rm{O}}\to {\rm{Cu}}({\rm{NH}}_{3})_{2}^++2{\rm{H}}_{2}{\rm{O}}+{\rm{e}}$

$(5)$

${\rm{Cu}}+4{\rm{NH}}_{3}\cdot{\rm{H}}_{2}{\rm{O}}\to {\rm{Cu}}({\rm{NH}}_{3})_{4}^{2+}+4{\rm{H}}_{2}{\rm{O}}+2{\rm{e}}$

$(6)$

${\rm{Cu}}({\rm{NH}}_{3})_{4}^{2+}+{\rm{Cu}}\to2{\rm{Cu}}({\rm{NH}}_{3})_{2}^+$

$(7)$

$2{\rm{Cu}}({\rm{NH}}_{3})_{4}^{2+}+6{\rm{H}}^++3{\rm{e}}\to{\rm{Cu}}({\rm{NH}}_{3})_{2}^++{\rm{Cu}}+6{\rm{NH}}_{4}^+$

$(8)$

${\rm{Cu}}({\rm{NH}}_{3})_{2}^++2{\rm{H}}^++{\rm{e}}\to{\rm{Cu}}+2{\rm{NH}}_{4}^+$

$(9)$

2.2 电解液循环对Cu分布的影响

在电解液循环过程中，为探索各金属的变化规律，可通过各金属在阳极渣、阴极产物、电解液中的分布率来表示。矿浆电解运行次数对铜在阳极渣、电解液、阴极产物中分布的影响如图3所示。首次电解后，Cu在电解液与阴极产物中的分布率分别为72.87%和25.86%，仅有1.27%的Cu存在于阳极渣中。首次矿浆电解反应后剩余电解液中Cu的分布率远高于阴极产物，且剩余电解液中Cu的质量浓度(20.75 g∙L⁻¹)与矿浆电解前电解液中Cu的质量浓度(20 g∙L⁻¹)相近，适合再次循环。第8次电解之后，Cu在电解液中的分布率依旧较高，为77.19%。在8次实验中，阳极渣中Cu的分布率呈现小幅度波动性变化规律，在第2组实验达到最低，为0.89%。这表明，电解液重复使用的次数对WPCB-MPs中Cu的回收影响很小，几乎所有的Cu都以金属箔片的形式沉积在阴极或浸出到电解液中^[23]。另外，Cu在电解液与阴极产物中的分布率变化幅度较小，但其在电解液中的分布率始终高于阴极产物，这可能是由于阴极Cu的沉积速率始终小于阳极Cu的浸出速率，从而使电解液中的Cu累积增加。

图 3 矿浆电解运行次数对铜分布的影响

Figure 3. Effect of operation times of slurry electrolysis on copper distribution

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2.3 电解液循环对Al、Fe、Ba、Ni、Zn、Pb分布的影响

电解液重复使用对Al、Fe、Ba、Ni、Zn、Pb分布的影响如图4所示。首先，在8次运行中，Al在电解液中的分布率从21.55%逐渐增加至69.35%，在阳极渣中的分布率从78.42%逐渐降低至30.59%(如图4(a))。这说明，碱性矿浆电解体系可以使WPCB-MPs中的Al浸出在电解液中得到富集。在8组实验的阴极产物中，未检测到Al。这是因为，Al具有较低的浓度和还原电位(−1.676 V)，从而不能在阴极沉积^[24]。具有相同变化趋势的还有Ba与Ni，其在电解液中的分布率均逐渐增加(如图4(c)~图4(d))，但Ni在电解液中的分布率始终大于Ba。其原因可能是Ni能与氨水进行络合，生成[Ni(NH₃)₄]²⁺，而Ba很难在该体系中反应。

图 4 每次电解后阳极渣、电解液和阴极产物中的Al、Fe、Ba、Ni、Zn、Pb的分布情况

Figure 4. Distributions of Al, Fe, Ba, Ni, Zn and Pb in anode residue, electrolyte and cathode products after each slurry electrolysis operation

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Fe大部分存在于阳极渣中。例如，在第7组实验中，阳极渣中Fe的分布率达到最大，为99.93%；在第2组实验中，Fe在阳极渣中分布最少但也高达81.28%(如图4(b))。8组实验的阴极产物中均未检测到Fe。表明在该体系中，WPCB-MPs中的Fe很难浸出到电解液中。这是因为WPCB-MPs中的Fe一般不会与氨水发生氧化还原反应，即使将Fe置于浓氨水中也不发生络合反应生成铁氨络合物。Pb因其具有两性的特征，既可与碱反应生成铅酸盐，又能与酸作用生成PbCl₂和PbSO₄的表面膜，因此，在电解液中的存在是不稳定的(如图4(f))。LI等^[25]采用火法与湿法相结合的“湿-火-湿”回收工艺对废铅酸蓄电池进行回收，得到了一种高纯度大于99%、回收率为93.1%的有用的碘化铅资源，这对铅的再利用有很大帮助。

Zn在阳极渣中的分布率普遍很低。例如，在第8组实验中，Zn在阳极渣中的分布率为2.03%，高达97.97%的Zn分布于电解液中(如图4(e))。这表明，碱性矿浆电解法可以将大部分Zn从WPCB-MPs中浸出。其原因可能是，WPCB-MPs中的Zn与水生成Zn(OH)₂和H₂，Zn(OH)₂又溶于氨水，反应不断进行，生成[Zn(NH₃)₄](OH)₂络合物(式(10)~式(11))。由于该物质只能在酸性体系中电离沉积，因此，随着循环的进行，在阴极产物中未检测到Zn的存在^[26]。

${\rm{Zn}}+2{\rm{H}}_{2}{\rm{O}}\to {\rm{Zn}}({\rm{OH}})_{2}+{\rm{H}}_{2}$

$(10)$

${\rm{Zn}}({\rm{OH}})_{2}+4{\rm{NH}}_{3}\cdot {\rm{H}}_{2}{\rm{O}}\to [{\rm{Zn}}({\rm{NH}}_{3})_{4}]({\rm{OH}})_{2}+4{\rm{H}}_{2}{\rm{O}}$

$(11)$

从电解液循环对Cu、Al、Fe、Ba、Ni、Zn、Pb分布的影响可以看出，随着循环的进行，金属在电解液中的分布率在整体上呈现逐渐增加的趋势。这意味着溶液中的总金属浓度越来越高，呈金属富集现象。结合阴极产物Cu的纯度分析，8组实验中其纯度维持在99.9%以上，这表明，电解液中金属的累积不会给阴极铜的纯度带来不利影响。另外，对于电流效率，虽然Al、Fe、Ba、Ni、Zn、Pb等金属在电解液中的转移引起电能损失，但由于这些金属在原样中的量很少且很难沉积，因此对电流效率影响很小。

2.4 阴极产物特性分析

阴极产物中主要金属的质量分数变化如表3所示。结果表明，随着循环的进行，阴极产物中Cu的质量分数均达到了99.9%以上。这说明，电解液重复使用的频率几乎不会影响阴极铜的纯度。另外，Fe、Ni、Zn、Mg、Cr在8组实验的阴极产物中均未检测到，说明这些金属均不会以电沉积的方式进行回收。Pb与Sn的质量分数缓慢增多，但是总量依然很少。相较之下，Pb的质量分数高于Sn。这是由于Pb电解反应的标准电极电位为−0.126 V，是金属电解反应中最接近于Cu(+0.342 V)的一类金属，因此，在过电位条件下，相邻近的金属Pb也会随之沉积^[27]。

表 3 阴极产物主要金属的质量分数

Table 3. Cathode products mass fraction of major metals

阳极产物	Cu	Fe	Ni	Zn	Pb	Mg	Sn	Cr
Y₁	99.984 0%	ND	ND	ND	0.016 0%	ND	ND	ND
Y₂	99.981 8%	ND	ND	ND	0.018 1%	ND	0.000 1%	ND
Y₃	99.980 1%	ND	ND	ND	0.019 7%	ND	0.000 2%	ND
Y₄	99.976 9%	ND	ND	ND	0.022 0%	ND	0.001 1%	ND
Y₅	99.976 2%	ND	ND	ND	0.022 4%	ND	0.001 4%	ND
Y₆	99.971 7%	ND	ND	ND	0.026 4%	ND	0.001 9%	ND
Y₇	99.969 9%	ND	ND	ND	0.027 4%	ND	0.002 7%	ND
Y₈	99.968 0%	ND	ND	ND	0.029 0%	ND	0.003 0%	ND
注：ND表示未检出；Y₁~Y₈分别表示第1组~第8组电解得到的阴极产物。

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将8组实验中阴极得到的铜箔进行XRD扫描分析，结果如图5所示。由图可以看出，8组阴极铜箔在2θ角为43.316°、50.448°和72.124°处都出现明显的衍射峰，与Cu的JCP-DS 标准卡片的(JCPDS No.36-1450)的(111)、(200)、(220)特征衍射峰的峰位置一一对应，且衍射图谱中没有出现其他峰。这充分说明，在碱性矿浆电解液循环实验下得到的阴极铜纯度很高，这与消解的结果一致。

图 5 阴极铜箔的XRD图

Figure 5. XRD pattern of copper foil cathode

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由Scherrer公式(D=kλ/Bcosθ)^[28]计算晶粒尺寸大小，结果见表4。由衍射图谱可知，8组样品的(111)晶面衍射强度最强。第一组循环的阴极铜箔沿(111)晶面的平均晶粒大小为44.189 nm，随着循环的进行，阴极铜箔的晶粒尺寸总体上小幅度降低，但基本维持在31 nm以上。这表明多次循环后生成的铜箔致密，稳定，纯度高。另外，已有文献报道^[29]，织构(111)可提升铜箔的抗拉强度，织构(220)可提高铜箔的伸长率，但会降低铜箔的抗拉强度，因此该阴极铜箔可能具有较高的抗拉强度。

表 4 阴极产物最强峰的半峰宽、晶粒尺寸

Table 4. Half peak width and grain size of the strongest peak of the cathode product

阴极产物	Cu(111)晶面半峰宽/(°)	晶粒尺寸/nm
Y₁	0.181	44.189
Y₂	0.301	26.572
Y₃	0.253	31.613
Y₄	0.215	37.201
Y₅	0.253	31.614
Y₆	0.216	37.029
Y₇	0.232	34.475
Y₈	0.207	38.639
注：Y₁~Y₈分别表示第1组~第8组电解得到的阴极产物。

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将8组实验后所得阴极铜箔毛面(铜箔具有2个形貌完全不同的面，一个是从阴极板剥离的铜箔光面，一个是与之对应的铜箔毛面)进行SEM扫描分析，观察其微观形貌，结果如图6所示。可以看出，所有铜箔均表面平整，外观无其他任何颗粒状枝晶，且Cu原子连接紧密，排列有序，这与XRD扫描结果一致。但这8组阴极铜箔的微观结构也存在变化，例如，从图6(a)~图6(h)可知，随着循环的进行，铜箔表面的凹坑逐渐增多。这可能是因为铜原子沉积速度过快，在铜箔上冲撞出许多的凹坑所致^[30-31]。

图 6 每组实验后所得阴极铜箔的SEM图

Figure 6. SEM of cathode copper foil obtained after each group of experiments

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3. 结论

1)基于碱性矿浆电解法对WPCB-MPs中的金属进行回收，电解液可以成功地重复使用7次。该工艺主要回收金属铜，其他金属如Zn、Ni等也可以富集在电解液中。

2)电解液重复使用对阴极产物铜回收率、纯度影响不大，分别维持在99.9%、90%以上。铜主要分布在电解液和沉积物中，其他金属则基本分布在电解液与阳极渣中。

3)阴极产物中Pb的质量分数较高，因此，如何通过改良工艺，使阴极产物Pb的质量分数降低，以符合A级铜标准是目前亟须解决的问题。

图 1 苏州工业园区污泥处置及资源化利用的规划设计模式

Figure 1. Planning and design mode of sludge disposal and resource utilization in Suzhou Industrial Park

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图 2 案例工业园区污泥处置及资源化利用采用的两段式干化工艺

Figure 2. The two-stage drying process adopted for sludge disposal and resource utilization in the industrial park of the case study

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图 3 案例工业园区污泥处置及资源化利用采用的闪蒸系统能量梯级利用

Figure 3. Cascade utilization of flash system energy in the industrial park of the case study

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表 1 中国污泥处理行业相关重要政策文件（部分）

Table 1. Important policy documents related to China's sludge treatment industry (partial)

政策文件	发布时间	出台部门	主要相关内容
《污泥无害化处理和资源化利用实施方案》	2022年9月	国家发展改革委、住房城乡建设部、生态环境部	要求秉承“绿色、循环、低碳、生态”理念，强化源头污染控制，在安全、环保和经济的前提下，积极回收利用污泥中的能源和资源，并在优化处理结构和加强设施建设方面提出明确要求^[4]。
《减污降碳协同增效实施方案》	2022年6月	生态环境部等七部门	在推进水环境治理协同控制方面，要求推广污水处理厂污泥沼气热电联产及水源热泵等热能利用技术；提高污泥处置和综合利用水平^[5]。
《城镇生活污水处理设施补短板强弱项实施方案》	2020年7月	国家发展改革委住房城乡建设部	加快推进污泥无害化处置和资源化利用。在污泥浓缩、调理和脱水等减量化处理基础上，根据污泥产生量和泥质，结合本地经济社会发展水平，选择适宜的处置技术路线。污泥处理处置设施要纳入本地污水处理设施建设规划。限制未经脱水处理达标的污泥在垃圾填埋场填埋，东部地区地级及以上城市、中西部地区大中型城市加快压减污泥填埋规模。到2023年，城市污泥无害化处置率和资源化利用率进一步提高^[6]。
《绿色产业指导目录（2019年版）》	2019年2月	国家发展改革委等七部委	各地方、各部门要以《目录》为基础，根据各自领域、区域发展重点，出台投资、价格、金融、税收等方面政策措施，着力壮大节能环保、清洁生产、清洁能源等绿色产业。《目录》中包含：“城镇污水处理厂污泥处置综合利用装备制造”“城镇污水处理厂污泥综合利用”和“污水处理、再生利用及污泥处理处置设施建设运营”^[7]。
《工业和信息化部关于加快推进环保装备制造业发展的指导意见》	2017年10月	工业和信息化部	重点推广水泥窑协同无害化处置成套技术装备、有机固废绝氧热解技术装备、先进高效垃圾焚烧技术装备、焚烧炉渣及飞灰安全处置技术装备，燃煤电厂脱硫副产品、脱硝催化剂、废旧滤袋无害化处理技术装备、低能耗污泥脱水、深度干化技术装备、垃圾渗滤液浓缩液处理、沼气制天然气、失活催化剂再生技术设备等。针对生活垃圾、危险废物焚烧处理领域技术装备工艺稳定性、防治二次污染，以及城镇污水处理厂、工业废水处理设施污泥处理处置等重点领域开展应用示范^[8]。
《浙江省城镇污水处理提质增效三年行动方案（2019—2021年）》	2019年	浙江省住房建设厅、浙江省生态环境厅、浙江省发改委	为加快补齐生活污水收集处理设施短板，确保我省城镇污水处理提质增效3年行动各项目标全面完成，重点要继续加大力度推进城镇污水处理设施建设改造、污水管网建设、污泥处置设施建设和再生水利用设施建设。2019—2021年，全省力争新建和改扩建城镇污水处理厂污泥处置设施项目18个，建设规模为7 055 t/d^[9]。
《上海市污水处理系统及污泥处理处置规划（2017—2035年）》	2018年	上海市水务局、上海市规划和自然资源局	污泥处理处置以“主城区及周边地区集中处理、郊区属地化集中处理”为原则进行规划布局。主城区及周边地区三大污水区域的污水处理厂污泥处理处置方式以独立焚烧为主、协同焚烧为辅，处理后的污泥建材利用或统筹利用。郊区污水处理厂污泥处理处置为属地化集中处理，处理方式以干化焚烧为主、好氧发酵后土地利用为辅^[10]。

政策文件	发布时间	出台部门	主要相关内容
《污泥无害化处理和资源化利用实施方案》	2022年9月	国家发展改革委、住房城乡建设部、生态环境部	要求秉承“绿色、循环、低碳、生态”理念，强化源头污染控制，在安全、环保和经济的前提下，积极回收利用污泥中的能源和资源，并在优化处理结构和加强设施建设方面提出明确要求^[4]。
《减污降碳协同增效实施方案》	2022年6月	生态环境部等七部门	在推进水环境治理协同控制方面，要求推广污水处理厂污泥沼气热电联产及水源热泵等热能利用技术；提高污泥处置和综合利用水平^[5]。
《城镇生活污水处理设施补短板强弱项实施方案》	2020年7月	国家发展改革委住房城乡建设部	加快推进污泥无害化处置和资源化利用。在污泥浓缩、调理和脱水等减量化处理基础上，根据污泥产生量和泥质，结合本地经济社会发展水平，选择适宜的处置技术路线。污泥处理处置设施要纳入本地污水处理设施建设规划。限制未经脱水处理达标的污泥在垃圾填埋场填埋，东部地区地级及以上城市、中西部地区大中型城市加快压减污泥填埋规模。到2023年，城市污泥无害化处置率和资源化利用率进一步提高^[6]。
《绿色产业指导目录（2019年版）》	2019年2月	国家发展改革委等七部委	各地方、各部门要以《目录》为基础，根据各自领域、区域发展重点，出台投资、价格、金融、税收等方面政策措施，着力壮大节能环保、清洁生产、清洁能源等绿色产业。《目录》中包含：“城镇污水处理厂污泥处置综合利用装备制造”“城镇污水处理厂污泥综合利用”和“污水处理、再生利用及污泥处理处置设施建设运营”^[7]。
《工业和信息化部关于加快推进环保装备制造业发展的指导意见》	2017年10月	工业和信息化部	重点推广水泥窑协同无害化处置成套技术装备、有机固废绝氧热解技术装备、先进高效垃圾焚烧技术装备、焚烧炉渣及飞灰安全处置技术装备，燃煤电厂脱硫副产品、脱硝催化剂、废旧滤袋无害化处理技术装备、低能耗污泥脱水、深度干化技术装备、垃圾渗滤液浓缩液处理、沼气制天然气、失活催化剂再生技术设备等。针对生活垃圾、危险废物焚烧处理领域技术装备工艺稳定性、防治二次污染，以及城镇污水处理厂、工业废水处理设施污泥处理处置等重点领域开展应用示范^[8]。
《浙江省城镇污水处理提质增效三年行动方案（2019—2021年）》	2019年	浙江省住房建设厅、浙江省生态环境厅、浙江省发改委	为加快补齐生活污水收集处理设施短板，确保我省城镇污水处理提质增效3年行动各项目标全面完成，重点要继续加大力度推进城镇污水处理设施建设改造、污水管网建设、污泥处置设施建设和再生水利用设施建设。2019—2021年，全省力争新建和改扩建城镇污水处理厂污泥处置设施项目18个，建设规模为7 055 t/d^[9]。
《上海市污水处理系统及污泥处理处置规划（2017—2035年）》	2018年	上海市水务局、上海市规划和自然资源局	污泥处理处置以“主城区及周边地区集中处理、郊区属地化集中处理”为原则进行规划布局。主城区及周边地区三大污水区域的污水处理厂污泥处理处置方式以独立焚烧为主、协同焚烧为辅，处理后的污泥建材利用或统筹利用。郊区污水处理厂污泥处理处置为属地化集中处理，处理方式以干化焚烧为主、好氧发酵后土地利用为辅^[10]。

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[1]	王琴明. 工业园区智慧能源管理系统的探索与应用[J]. 电力需求侧管理, 2019, 21(1): 62 − 64+69.
[2]	刘玉龙. 通苏嘉甬铁路苏州工业园区段走向方案研究[J]. 交通与运输, 2022, 38(1): 64 − 68.
[3]	无锡市新产业研究会. 迈向高质量发展的现代产业园区[M]. 无锡蓝皮书. 上海: 上海社会科学院出版社, 2011: 407.
[4]	国家发展改革委, 住房城乡建设部, 生态环境部. 污泥无害化处理和资源化利用实施方案[EB/OL]. [2023-03-11]. https://www.ndrc.gov.cn/xxgk/zcfb/tz/202209/t20220927_1337103.html.
[5]	生态环境部, 国家发展和改革委员会, 工业和信息化部, 等. 减污降碳协同增效实施方案[EB/OL]. [2023-03-11]. https://www.mee.gov.cn/xxgk2018/xxgk/xxgk03/202206/t20220617_985879.html.
[6]	国家发展改革委, 住房城乡建设部. 城镇生活污水处理设施补短板强弱项实施方案[EB/OL]. [2023-03-11]. https://www.ndrc.gov.cn/xxgk/zcfb/tz/202007/t20200731_1235247.html.
[7]	国家发展改革委, 工业和信息化部, 自然资源部, 等. 绿色产业指导目录(2019年版)[EB/OL]. [2023-03-11]. https://www.xifeng.gov.cn/zwgk/zdlygk/xcyxdn/201907/t20190722_62996789.html.
[8]	工业和信息化部. 关于加快推进环保装备制造业发展的指导意见[EB/OL]. [2023-03-11]. https://www.miit.gov.cn/jgsj/jns/qjsc/art/2020/art_306f192ddd7e49c6876bb39a8d43c738.html.
[9]	浙江省人民政府. 浙江省城镇污水处理提质增效三年行动方案(2019—2021年)[EB/OL]. [2023-03-11]. http://hbj.huzhou.gov.cn/art/2019/10/31/art_1229513369_3630840.html.
[10]	上海市税务局, 上海市规划资源局. 上海市污水处理系统及污泥处理处置规划(2017—2035年)[EB/OL]. [2023-03-11]. https://www.shanghai.gov.cn/nw12344/20200813/0001-12344_57757.html.
[11]	王小雨. “无废城市”背景下许昌市固体废弃物管理现状及问题研究[D]. 郑州: 郑州大学, 2021.
[12]	孙明华. 城市污泥“两段式”干化及协同焚烧研究[D]. 北京: 清华大学, 2015.

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图( 3) 表( 1)

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1. 实验部分
1.1 实验材料与试剂
1.2 实验装置与方法
2. 结果与讨论
2.1 电解液循环对Cu回收率、纯度、电流效率的影响
2.2 电解液循环对Cu分布的影响
2.3 电解液循环对Al、Fe、Ba、Ni、Zn、Pb分布的影响
2.4 阴极产物特性分析
3. 结论

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工业园区的污水收集率及污水处理水平越高，就会产生更多的污水处理厂污泥，需要进行更为规范的处理处置。对于现代化的工业园区内部企业自身污水处理厂及园区集中式污水处理厂而言，污泥的处理与处置已成为污水处理厂系统运行中最为复杂，且花费较高的部分之一。

苏州工业园区是中国和新加坡两国政府间的重要合作项目，园区以约占苏州市3.5%的土地、5%的人口、7%的工业用电量以及1%的二氧化硫排放量和2%的COD排放量，创造了苏州市15%左右的GDP^[1]，已成为苏州市经济社会发展的重要增长极，成为全国首个开展开放创新综合试验区域。在苏州市新制定的城市总体设计中，明确了苏州工业园区在“双城双片区”格局中的“苏州新城”地位^[2]。2021年，园区累计有效期内国家高新技术企业超2 000家，累计培育独角兽及独角兽（培育）企业137家，科技创新型企业9 000多家，园区企业涵盖16个行业企业，包括电子、医疗、信息化、新能源等，初步形成了“2+3”特色产业体系（“2”：电子信息、机械制造等两大主导产业；“3”：生物医药、人工智能、纳米技术应用等三大特色新兴产业）^[3]。

苏州工业园区通过采用“产业协同、循环利用”新型模式处理污泥，不仅以较低成本安全环保处置污泥，节能减排效果显著，还能最大限度地实现资源化利用，具有良好的环境效益、经济效益和社会效益，在我国具有较好的推广价值。园区污泥处置及资源化利用项目规划共3期工程，设计总规模为日处理900 t湿污泥，项目处理苏州工业园区两个污水处理厂（总处理能力50万吨/d）所产生的全部生物污泥，实现了全区域污水管网百分百覆盖、污水百分百收集、污水百分百处理、尾水百分百达标排放、污水处理过程中产生的污泥百分百收集并进行无害化、减量化、稳定化和资源化处理，最终彻底消除污水中的污染物质。

1. 污泥处置及资源化利用现状分析

由于之前中国国内对污泥处理处置的重要性认识不足，导致污泥处理处置相较于污水处理处于严重落后状态，存在“重水轻泥”现象。近年来，由于环境保护意识不断提升，国家和地方省市频繁出台污泥处理处置相关政策文件（表1），大力推动了污泥处理行业的发展。

目前，虽然我国污泥减量化、资源化工作已有很大进展，但国内的污泥处理处置技术依旧集中于土地填埋、农业再利用等，部分地区由于监管缺失、管理不到位、管理标准不完善，导致污泥未进行科学的处置^[11]，无法达到我国的生态环境发展标准，更是无法满足工业污染控制与碳减排的园区减污降碳综合治理目标。

3. 苏州工业园区污泥处置及资源化利用减污降碳效益分析

项目在规划设计上充分体现了循环经济和可持续发展的理念，科学布局污泥处理相关产业，并通过“产业协同、循环利用”新型污泥处置模式，实现了污泥厂、污水处理厂与热电厂之间资源共享、协同发展，具有良好的减污降碳效益和较好的可推广性。

3.1. 项目污染排放控制情况

项目自2019年4月实施尾气输送电厂焚烧提升改造及2020年4月实施卸料大厅封闭式改造后，卸料及生产产生的废气全部输送电厂焚烧达标排放，极大地减少了恶臭气体，尤其是硫化氢和氨气的排放；废水自项目运营就输送污水处理厂处理达标排放，项目不直接对环境排放废气、废水，减少对环境的影响。

与此同时，项目运营生产过程产生的废水、废气通过专管输送到污水处理厂、热电厂处理达标后排放，项目运行风机产生的噪声采用隔离措施，厂界噪声低于50 dB，仅有少量的实验室废液和设备维护保养产生的废油委托专业危废处理公司处置。项目自2011年5月运营以来，无一起环保投诉或处罚事件，自测、委外检测和政府检查抽测环保指标均低于相关排放标准，尤其是硫化氢和氨气等主要恶臭污染物浓度远低于国家标准。

3.2. 项目的碳减排分析

项目规划上采用“产业协同、循环利用”模式，工艺上采用两段式干化工艺把污泥转化为生物质燃料输送到电厂焚烧发电，实现热量的回收利用，减少化石燃料煤的消耗，从而减少CO₂的排放。干污泥热值一般在3 000 kcal/kg以上，全干化热值在3 700 kcal/kg以上。项目设计处理能力为21.6万吨/年，按来泥含固率20%、出口含固率90%、热值3 000 kcal/kg计算，每年可产生干污泥4.8万吨，作为燃料焚烧发电，节约标准煤2万吨。标煤的CO₂排放系数按2.67计算，减排CO₂超5万吨。

项目自2011年5月正式投运以来，园区污水处理厂所产生污泥全部在污泥干化厂得到安全环保处置。截至2022年10月，已累计处置污泥超135万吨，节约用地112万m²，减少COD排放约100万吨；产生干污泥近30万吨，为园区节约标煤约13万吨，减少CO₂排放约35万吨。

3.3. 项目可推广性分析

项目实施后实现了园区五个百分百，助力建设美丽园区、生态园区和宜居园区，对外展现了园区良好的形象，为园区的招商引资和生态文明建设作出重要贡献。该模式不仅安全环保、稳定可靠处理处置污泥，减污降碳效果显著，还能最大限度地实现资源化利用，具有良好的环境效益、经济效益和社会效益，该模式已成功复制到扬州、苏州相城等地，具有良好的推广应用价值。

4. 结论与建议

苏州工业园区污泥处置及资源化利用项目采用“产业协同、循环利用”新型模式处理污泥，实现了水泥厂、污水处理厂、热电厂之间资源共享、协同发展的模式，不仅以较低成本安全环保处置城市污泥，且节能减排效果显著。该技术路径实现了废水、废气达标排放，固废综合利用，余热回用及污泥热值充分利用，能最大限度地实现污泥的资源化、能源化利用，是一种很好的减污降碳协同增效技术途径，具有良好的环境效益和经济效益，在全国各大拥有或临近火电厂的工业园区均具有较好的推广价值。

参考文献 (12)

污水处理厂污泥处置减污降碳路径研究

作者简介: 费伟良（1989—），男，工程师。研究方向：工业园区环境综合管理、减污降碳协同。E-mail：fei.weiliang@fecomee.org.cn

通讯作者: 杨铭（1982—），男，高级工程师。研究方向：工业污水处理、减污降碳协同。E-mail：yang.ming@fecomee.org.cn;