CN109161563B - 一种抗生素菌渣处理利用的技术方法 - Google Patents

Abstract

本发明公开了一种抗生素菌渣处理利用的技术方法，该方法包括：将抗生素菌渣进行水热处理，使得菌渣含水率在90～95％、温度在100～110℃之间；水热后的菌渣不经冷却直接进行压滤，设定进料压力1.0‑1.2MPa，压滤压力1.4MPa，压滤时间为1.5‑3h，将压滤后的菌渣分成含水率在30～55％的压滤泥饼和COD含量在24000‑65000mg/L的菌渣滤液；将压滤泥饼进行干燥和粉碎处理，使得干燥后的菌渣颗粒含水率降低到20％以下，然后进行热解处理及厌氧消化处理。本发明通过“水热预处理+压滤脱水+上清液上流式厌氧污泥床消化+高干泥饼绝氧热解”处理，实现了抗生素菌渣的减量化、无害化和资源化处理。

Description

一种抗生素菌渣处理利用的技术方法

技术领域

本发明属于生物质废物处理处置技术领域，具体涉及一种抗生素菌渣处理利用的技术方法。

背景技术

抗生素生产过程中产生大量菌渣，平均每生产1吨抗生素产品约产生8～10吨湿菌渣(含水80％～90％)。抗生素菌渣因其抗生素残留及潜在的耐药性基因问题被国家列入危险废物名录，其收集、贮存、处置须按照危险废物标准严格执行，现阶段“直接干化+危废焚烧”的工艺路线进行处置的费用高达2000～4000元/吨，超出企业承受能力。针对抗生素菌渣含水率高、脱水性能差、生物降解性差和高有机物含量等特点，在安全解毒的前提下，将其中的低品位有机资源转化为高品位的清洁燃气，建立安全、合理、经济的菌渣处置与利用技术路线，解决生物制药企业环境保护、清洁生产、可持续发展的关键问题。

抗生素菌渣高具有含水率、脱水性差和生物降解性差等特点，采用直接“干化+危废焚烧”的工艺路线成本高、耗能高，如何提供一种能实现抗生素菌渣的减量化、无害化和资源化处理的方法，成为了目前亟待解决的问题。

发明内容

本发明所要解决的技术问题在于，针对抗生素菌渣高含水率、脱水性差和生物降解性差等特点和“直接干化+危废焚烧”工艺路线的高成本高耗能，提供了一整套高效处理抗生素菌渣的方法，通过“水热预处理+压滤脱水+上清液上流式厌氧污泥床消化+高干泥饼绝氧热解”处理，实现了抗生素菌渣的减量化、无害化和资源化处理。

为解决上述技术问题，本发明所采用的技术方案如下：

一种抗生素菌渣处理利用的技术方法，所述方法包括：

将抗生素菌渣进行水热处理，并使得经水热处理后的菌渣含水率在90～95％之间、温度在100～110℃之间；

将温度在100～110℃之间的水热菌渣不经冷却之间进行压滤，其中，设定进料的压力为0.6-1.2MPa，压滤压力0.6～1.4MPa，压滤时间为1.5-3h，将压滤后的菌渣分成含水率在24～55％之间的压滤泥饼和COD含量在24000-65000mg/L之间的菌渣滤液；

将压滤泥饼进行干燥和粉碎处理，使得干燥后的菌渣颗粒含水率降低到20％以下，然后进行热解处理，其中，热解温度在600～900℃；

将菌渣滤液进行厌氧消化处理，溢流出的厌氧废水排出。

进一步地，所述水热处理过程具体包括：

将抗生素菌渣与热水混合搅拌均匀进行浆化，使得抗生素菌渣的含固率在5～10％之间；

将浆化处理完毕的物料，通入温度在200～230℃、压力在1.6～2.8MPa以上的饱和蒸汽，致使物料温度上升至160～200℃，，并停留时间30～120min；

将水热处理完毕的物流进行闪蒸泄压处理，致使物流温度降低到90～110℃。

进一步地，所述热解在间壁式绝氧热解炉的燃烧室进行，其中，热解产生的热解气体重新收集到燃烧室。

进一步地，所述厌氧消化处理在上流式厌氧污泥床反应器中进行，其中，所述反应器厌氧消化产生的沼气作为所述间壁式绝氧热解炉的其中一种热源。

进一步地，所述浆化处理在浆化罐中进行，所述水热处理在水热罐中进行，所述闪蒸处理在闪蒸罐中进行，其中，所述浆化罐、水热罐、闪蒸罐依次相连，所述浆化罐还连接热水箱。

进一步地，燃烧过程中产生的高温尾气经过余热锅炉换热后将温度降至150～200℃，直接排空，所述余热锅炉产生的饱和蒸汽输送至水热罐中。

进一步地，所述间壁式绝氧热解炉包括被耐火层围合形成的一燃烧加热区，以及斜向穿过所述燃烧加热区的螺杆解热管，经干燥处理后的菌渣进入所述螺杆热解管内，所述螺杆热解管顶部还设置有一合成导气管，所述合成导气管另一端伸入至所述燃烧加热区内。

进一步地，所述抗生素菌渣为杆菌肽菌渣、链霉素菌渣、庆大霉素菌渣、林可霉素菌渣、青霉素菌渣、头孢菌素C菌渣、青霉素V钾菌渣、土霉素菌渣中的一种或者他们的组合。

进一步地，针对庆大霉素菌渣、林可霉素菌渣、青霉素菌渣、头孢菌素C菌渣、青霉素V钾菌渣、土霉素菌渣，设定的进料压力为0.7MPa、压滤压力为0.7MPa，针对杆菌肽菌渣、链霉素菌渣，设定的进料压力为1.2MPa、压滤压力为1.4MPa。

与现有技术相比，本发明所提供的一种抗生素菌渣处理利用的技术方法，通过“水热预处理+压滤脱水+上清液上流式厌氧污泥床消化+高干泥饼绝氧热解”处理，实现了抗生素菌渣的减量化、无害化和资源化处理。与目前现行的“直接干化+危废焚烧”抗生素菌渣处理工艺相比，有以下优点：

(1)减量化程度高。通过水热预处理后机械脱水即可实现菌渣减量化84％以上；压滤泥饼经过热干燥-高温热解处理后，所有水分和大部分有机物挥发，泥饼减量70％以上；全流程处理后菌渣的总减量化95％以上。

(2)减量化成本大大降低。在水热单元，在开放体系下进行干化处理每吨菌渣消耗蒸汽量在0.99-1.23t，大大高于水热处理0.18t的蒸汽消耗量；水热单元和压滤单元完全不需要添加药剂即可实现高干度脱水，节省了大量药剂费用；在热解单元，抗生素菌渣热解的处理成本也小于焚烧的处理费用。

(3)有机物利用率明显提高。水热改性后的菌渣滤液厌氧消化产甲烷率达到240-320mL/g-COD，厌氧消化COD去除率达到65％以上，较原菌渣直接厌氧消化效率有大幅提高；600℃以上温度的热解有机物转化率80％以上，有机物转化为热解气和热解油(均以气态形式燃烧)可直接为热解炉供能。

(4)废物处理效率高，设备占地小。水热预处理与其它生物质废物预处理技术相比，处理时间和处理量都有明显优势；与传统的厌氧消化处理工艺20-30天的停留时间相比，UASB工艺仅需2-5天的停留时间，所以占地面积也小很多；生物质废物在热解反应器中停留时间20-30min，同时热解设备的占地面积比焚烧装置小。

附图说明

图1为本发明实施例所述的抗生素菌渣处理利用的技术方法的流程示意图。

具体实施方式

以下结合附图对本发明作进一步详细说明，但不作为对本发明的限定。

参照图1所示，发明实施例所述的抗生素菌渣处理利用的技术方法，包括：水热处理、压滤处理、热解处理和厌氧处理四个过程，其中，所述水热处理、压滤处理、热解处理和厌氧处理分别在水热单元Ⅰ，压滤单元Ⅱ，热解单元Ⅲ，厌氧单元Ⅳ进行。其中，各单元的设备及工艺流程说明如下：

(1)水热单元

抗生素菌渣1通过螺旋进料器2进入浆化反应器5中，在浆化反应器5中与热水箱3中的热水4搅拌均匀，将抗生素菌渣的含固率调节到5-10％；浆化后的菌渣进入水热反应器6，将饱和蒸汽19(200～230℃，1.6～2.8MPa以上)通入水热反应器6中，饱和蒸汽19释放大量潜热将菌渣加热至160-200℃，停留时间为30-120min，菌渣中的胶体结构和细胞物质在水热过程中被破坏，有机质被释放并水解，其中，通入的饱和蒸汽19的参数优选为200℃、1.6MPa，且水热停留60min左右，如此可保证在不增加设备复杂度的前提下对菌渣内部生物质构造起到较高的破坏作用；水热后的菌渣进入闪蒸反应器7中，泄压过程中胶体结构和细胞物质被进一步破坏，菌渣温度下降至900-110℃。水热技术目前广泛应用于市政污泥处理过程中，能够有效破坏生物质废物中胶体结构和细胞物质，混合加热更充分，提高生物质废物的脱水性和生物降解性。所述抗生素菌渣为杆菌肽菌渣、链霉素菌渣、庆大霉素菌渣、林可霉素菌渣、青霉素菌渣、头孢菌素C菌渣、青霉素V钾菌渣、土霉素菌渣中的一种或者他们的组合。

(2)压滤单元

100-110℃的水热菌渣8不经冷却直接进入板框压滤机9中进行压滤(进料压力0.6-1.2MPa，压滤压力0.6～1.4MPa)，压滤时间为1.5-3h，含水率90-95％的水热菌渣8可被压滤成含水率24-55％的压滤泥饼10和COD(化学需氧量)含量24000-65000mg/L的菌渣滤液22。压滤泥饼10进入热解单元，菌渣滤液22进入厌氧单元。其中，更优选地，设定进料压力1.0-1.2MPa，压滤压力1.4MPa，压滤时间为2小时。基于菌渣自身的分解特性，在保证能够完全使得菌渣实现固液分离的情况下，针对庆大霉素菌渣、林可霉素菌渣、青霉素菌渣、头孢菌素C菌渣、青霉素V钾菌渣、土霉素菌渣，设定的进料压力为0.7MPa、压滤压力为0.7MPa，针对杆菌肽菌渣、链霉素菌渣，设定的进料压力为1.2MPa、压滤压力为1.4MPa，如此，具有良好的液体渗析的效果。

(3)热解单元

含水率30-55％的压滤泥饼10进入桨叶干燥机11中进行干燥处理和粉碎处理，干燥后的菌渣颗粒12含水率降到20％以下，可以直接进入间壁式绝氧热解炉13中进行热解反应(热解温度可达到800-1000℃)，热解产生的热解气14(高温下热解油也呈气态)直接进入间壁式绝氧热解炉13的燃烧室进行燃烧，为热解过程供热，同时外供天然气15和UASB产生的沼气16也可以作为热解的热源供给。燃烧产生的高温尾气17(600-800℃)经过余热锅炉18换热后温度将至150-200℃，直接排空，而余热锅炉产生的饱和蒸汽可回用于水热单元的水热反应器6中。热解炭20冷却后收集外运。所述间壁式绝氧热解炉包括被耐火层围合形成的一燃烧加热区，以及斜向穿过所述燃烧加热区的螺杆解热管，经干燥处理后的菌渣进入所述螺杆热解管内，所述螺杆热解管顶部还设置有一合成导气管，所述合成导气管另一端伸入至所述燃烧加热区内。热解技术是一种新兴的的生物质废物热化学处理方法，与焚烧相比，热解既能够实现高温对固体污染物的破坏，二次污染也得到有效控制，新型的间壁式绝氧热解系统可以实现高温下的热解产物(常温下的热解气和热解油)直接作为热源供给热解耗能，进一步提高了能源利用效率，同时避免了焦油作为副产物对热解工艺的干扰。

(4)厌氧单元

菌渣滤液22进入上流式厌氧污泥床反应器(UASB)23中进行厌氧消化处理，厌氧消化产生的沼气16可作为间壁加热式绝氧热解炉的热源，也可以供给其它锅炉热源，实现资源的持续利用。UASB溢流出的厌氧废水24作为工业废水进入污水处理厂25。UASB(厌氧生物处理)技术目前广泛应用于高有机废水处理过程中，能够实现较高的有机污染物去除率和适应较大的幅度的负荷冲击。

本发明与目前现行的“直接干化+危废焚烧”抗生素菌渣处理工艺相比，有以下优点：

(1)减量化程度高。通过水热预处理后机械脱水即可实现菌渣减量化84％以上；压滤泥饼经过热干燥-高温热解处理后，所有水分和大部分有机物挥发，泥饼减量70％以上；全流程处理后菌渣的总减量化95％以上。

(2)减量化成本大大降低。在水热单元，在开放体系下进行干化处理每吨菌渣消耗蒸汽量在0.99-1.23t，大大高于水热处理0.18t的蒸汽消耗量；水热单元和压滤单元完全不需要添加药剂即可实现高干度脱水，节省了大量药剂费用；在热解单元，抗生素菌渣热解的处理成本也小于焚烧的处理费用。

(3)有机物利用率明显提高。水热改性后的菌渣滤液厌氧消化产甲烷率达到240-320mL/g-COD，厌氧消化COD去除率达到65％以上，较原菌渣直接厌氧消化效率有大幅提高；600℃以上温度的热解有机物转化率80％以上，有机物转化为热解气和热解油(均以气态形式燃烧)可直接为热解炉供能。

(4)废物处理效率高，设备占地小。水热预处理与其它生物质废物预处理技术相比，处理时间和处理量都有明显优势；与传统的厌氧消化处理工艺20-30天的停留时间相比，UASB工艺仅需2-5天的停留时间，所以占地面积也小很多；生物质废物在热解反应器中停留时间20-30min，同时热解设备的占地面积比焚烧装置小。

下面来通过九个应用实施例对本发明所述的抗生素菌渣处理利用的技术方法作详细说明。

实施例一：

配合参照下表一所示，下表一是对杆菌肽的检测试验数据对比。。

杆菌肽菌渣含水率90.5％(TS＝95060mg/L，VS＝82540mg/L，VS/TS＝86.8％，SS＝72373mg/L，VSS＝59942mg/L，COD＝115596mg/L，pH＝4.0，化学效价＝92u/mL)，在浆化反应期中无需稀释，搅拌均匀后直接通入水热反应器中，通入200℃、1.6MPa的饱和蒸汽将菌渣加热至180℃，反应时间为60min，菌渣内胶体与细胞结构被破坏，将水热后的菌渣泄入闪蒸罐中，菌渣内胶体与细胞结构被进一步破坏，取样闪蒸反应器内水热菌渣检测(TS＝73444mg/L，VS＝60519mg/L，VS/TS＝82.4％，SS＝48870mg/L，VSS＝36740mg/L，COD＝96740mg/L，pH＝4.45，化学效价＝0u/mL)，传热介质是饱和蒸汽，所以水热菌渣与原菌渣相比得到稀释,含水率为92.7％。

将闪蒸反应器中105℃的杆菌肽菌渣通入中型板框压滤机中，在进料压力1.2MPa，压滤压力1.4MPa条件下压滤2h，得到含水率97.5％的菌渣滤液(TS＝25284mg/L，VS＝22937mg/L，VS/TS＝90.7％，COD＝33102mg/L，pH＝4.33)和含水率24.3％的菌渣泥饼(VS/TS＝80.0％)，菌渣泥饼与原菌渣相比实现减量化91.6％。

含水率24.3％的菌渣泥饼无需干燥处理，粉碎后进入间壁式绝氧热解炉中进行热解反应(热解温度可达到850℃)，热解产生的热解气回流至热解炉的燃烧室进行燃烧，为热解过程供能。燃烧产生的高温尾气(650℃)为余热锅炉供能，余热锅炉产生的饱和蒸汽回用于水热单元的水热反应器中。菌渣泥饼热解后VS/TS＝11.98％，菌渣热解炭质量比仅为菌渣泥饼的20.1％。

菌渣滤液进入UASB反应器中，停留时间为4天，产甲烷率为280ml/gCOD，COD去除率72％，厌氧消化产生的沼气作为间壁加热式绝氧热解炉的热源，厌氧废水COD＝9269mg/L。

杆菌肽菌渣作为固体废弃物，经过三个单元的处理后，实现减量化98.3％，菌渣滤液和菌渣热解炭均实现残余抗生素的消除，菌渣内有机物得到有效转化。

实施例二：

参照下表二所示，下表二是对链霉素的检测试验数据对比。

链霉素菌渣含水率94.7％(TS＝53021mg/L，VS＝43583mg/L，VS/TS＝82.2％，SS＝33164mg/L，VSS＝24273mg/L，COD＝58472mg/L，pH＝3.75，化学效价＝1083u/mL)，在浆化反应期中无需稀释，搅拌均匀后直接通入水热反应器中，通入200℃、1.6MPa左右的饱和蒸汽将菌渣加热至180℃，反应时间为60min，菌渣内胶体与细胞结构被破坏，将水热后的菌渣泄入闪蒸罐中，菌渣内胶体与细胞结构被进一步破坏，取样闪蒸反应器内水热菌渣检测(含水率＝96.5％，TS＝34776mg/L，VS＝26531mg/L，VS/TS＝76.3％，SS＝20227mg/L，VSS＝12598mg/L，COD＝41380mg/L，pH＝4.4，化学效价＝0u/mL)。

将闪蒸反应器中105℃的杆菌肽菌渣通入中型板框压滤机中，在进料压力1.2MPa，压滤压力1.4MPa条件下压滤2h，得到含水率97.5％的菌渣滤液(TS＝18549mg/L，VS＝17431mg/L，VS/TS＝94.0％，COD＝25216mg/L，pH＝4.28)和含水率39.3％的菌渣泥饼(VS/TS＝65.0％)，菌渣泥饼与原菌渣相比实现减量化94.9％。

含水率39.3％的菌渣泥饼粉碎后进入桨叶干燥机160℃下干燥20min，菌渣颗粒含水率18.6％，进入间壁式绝氧热解炉中进行热解反应(热解温度可达到850℃)，热解产生的热解气回流至热解炉的燃烧室进行燃烧，为热解过程供能。燃烧产生的高温尾气(650℃)为余热锅炉供能，余热锅炉产生的饱和蒸汽回用于水热单元的水热反应器中。菌渣泥饼热解后VS/TS＝9.5％，菌渣热解炭质量比仅为菌渣泥饼的24.3％。

菌渣滤液进入UASB反应器中，停留时间为4天，产甲烷率为260ml/gCOD，COD去除率70％，厌氧消化产生的沼气作为间壁加热式绝氧热解炉的热源，厌氧废水COD＝7566mg/L。

链霉素菌渣作为固体废弃物，经过三个单元的处理后，实现减量化98.8％，菌渣滤液和菌渣热解炭均实现残余抗生素的消除，菌渣内有机物得到有效转化。

实施例三：

庆大霉素菌渣含水率96.9％(TS＝31333mg/L，VS＝25882mg/L，VS/TS＝82.6％，SS＝16227mg/L，VSS＝14068mg/L，COD＝44563mg/L，pH＝6，化学效价＝31u/mL)，在浆化反应期中无需稀释，搅拌均匀后直接通入水热反应器中，通入200℃、1.6MPa左右的饱和蒸汽将菌渣加热至180℃，反应时间为30min，菌渣内胶体与细胞结构被破坏，将水热后的菌渣泄入闪蒸罐中，菌渣内胶体与细胞结构被进一步破坏，取样闪蒸反应器内水热菌渣检测(含水率＝97.4％，TS＝25820mg/L，VS＝22060mg/L，VS/TS＝85.4％，SS＝13380mg/L，VSS＝11621mg/L，COD＝33088mg/L，pH＝5.76，化学效价＝0u/mL)。

将闪蒸反应器中105℃的杆菌肽菌渣通入小型板框压滤机中，在进料压力0.7MPa，压滤压力0.7MPa条件下压滤2h，得到含水率98.1％的菌渣滤液(TS＝19208mg/L，VS＝16943mg/L，VS/TS＝88.2％，COD＝24510mg/L，pH＝5.36)和含水率37.7％的菌渣泥饼(VS/TS＝69.0％)，菌渣泥饼与原菌渣相比实现减量化97.4％。

含水率37.7％的菌渣泥饼粉碎后进入桨叶干燥机160℃下干燥20min，菌渣颗粒含水率17.2％，进入间壁式绝氧热解炉中进行热解反应(热解温度可达到850℃)，热解产生的热解气回流至热解炉的燃烧室进行燃烧，为热解过程供能。燃烧产生的高温尾气(650℃)为余热锅炉供能，余热锅炉产生的饱和蒸汽回用于水热单元的水热反应器中。菌渣泥饼热解后VS/TS＝9.8％，菌渣热解炭质量比仅为菌渣泥饼的25.6％。

菌渣滤液进入UASB反应器中，停留时间为4天，产甲烷率为160ml/gCOD，COD去除率48％，厌氧消化产生的沼气作为间壁加热式绝氧热解炉的热源，厌氧废水COD＝12745mg/L，厌氧消化效果一般。

庆大霉素菌渣作为固体废弃物，经过三个单元的处理后，实现减量化99.2％，菌渣滤液和菌渣热解炭均实现残余抗生素的消除，菌渣内有机物得到有效转化。

实施例四：

林可霉素菌渣含水率83.4％(TS＝165902mg/L，VS＝146569mg/L，VS/TS＝88.3％，SS＝134612mg/L，VSS＝117266mg/L，COD＝122095mg/L，pH＝3.14，化学效价＝256u/mL)，在浆化反应期中加入菌渣体积10％的热水稀释，搅拌均匀后直接通入水热反应器中，通入200℃、1.6MPa左右的饱和蒸汽将菌渣加热至180℃，反应时间为60min，菌渣内胶体与细胞结构被破坏，将水热后的菌渣泄入闪蒸罐中，菌渣内胶体与细胞结构被进一步破坏，取样闪蒸反应器内水热菌渣检测(含水率＝93.5％，TS＝65235mg/L，VS＝55906mg/L，VS/TS＝85.7％，SS＝53156mg/L，VSS＝42615mg/L，COD＝128575mg/L，pH＝4.49，化学效价＝0u/mL)。

将闪蒸反应器中105℃的杆菌肽菌渣通入小型板框压滤机中，在进料压力0.7MPa，压滤压力0.7MPa条件下压滤2h，得到含水率94.7％的菌渣滤液(TS＝53341mg/L，VS＝49707mg/L，VS/TS＝93.2％，COD＝61854mg/L，pH＝4.41)和含水率35.9％的菌渣泥饼(VS/TS＝69.0％)，菌渣泥饼与原菌渣相比实现减量化85.2％。

含水率35.9％的菌渣泥饼粉碎后进入桨叶干燥机160℃下干燥20min，菌渣颗粒含水率19.2％，进入间壁式绝氧热解炉中进行热解反应(热解温度可达到850℃)，热解产生的热解气回流至热解炉的燃烧室进行燃烧，为热解过程供能。燃烧产生的高温尾气(650℃)为余热锅炉供能，余热锅炉产生的饱和蒸汽回用于水热单元的水热反应器中。菌渣泥饼热解后VS/TS＝12.1％，菌渣热解炭质量比仅为菌渣泥饼的20.6％。

菌渣滤液进入UASB反应器中，停留时间为6天，产甲烷率为220ml/gCOD，COD去除率69％，厌氧消化产生的沼气作为间壁加热式绝氧热解炉的热源，厌氧废水COD＝19174mg/L。

林可霉素菌渣作为固体废弃物，经过三个单元的处理后，实现减量化96.9％，菌渣滤液和菌渣热解炭均实现残余抗生素的消除，菌渣内有机物得到有效转化。

实施例五：

青霉素菌渣含水率79.6％(VS/TS＝92.8％，化学效价＝128u/mL)，在浆化反应期中加入菌渣体积10％的热水稀释，搅拌均匀后直接通入水热反应器中，通入200℃、1.6MPa左右的饱和蒸汽将菌渣加热至180℃，反应时间为60min，菌渣内胶体与细胞结构被破坏，将水热后的菌渣泄入闪蒸罐中，菌渣内胶体与细胞结构被进一步破坏，取样闪蒸反应器内水热菌渣检测(含水率＝92.5％，VS/TS＝91.6％，化学效价＝0u/mL)。

将闪蒸反应器中105℃的杆菌肽菌渣通入小型板框压滤机中，在进料压力0.7MPa，压滤压力0.7MPa条件下压滤2h，得到含水率94.2％的菌渣滤液(COD＝72146mg/L)和含水率54.3％的菌渣泥饼(VS/TS＝82.0％)，菌渣泥饼与原菌渣相比实现减量化84.4％。

含水率54.3％的菌渣泥饼粉碎后进入桨叶干燥机160℃下干燥30min，菌渣颗粒含水率20.5％，进入间壁式绝氧热解炉中进行热解反应(热解温度可达到850℃)，热解产生的热解气回流至热解炉的燃烧室进行燃烧，为热解过程供能。燃烧产生的高温尾气(650℃)为余热锅炉供能，余热锅炉产生的饱和蒸汽回用于水热单元的水热反应器中。菌渣泥饼热解后VS/TS＝12.9％，菌渣热解炭质量比仅为菌渣泥饼的14.1％。

菌渣滤液进入UASB反应器中，停留时间为6天，产甲烷率为220ml/gCOD，COD去除率68％，厌氧消化产生的沼气作为间壁加热式绝氧热解炉的热源，厌氧废水COD＝23087mg/L。

青霉素菌渣作为固体废弃物，经过三个单元的处理后，实现减量化97.8％，菌渣滤液和菌渣热解炭均实现残余抗生素的消除，菌渣内有机物得到有效转化。

实施例六：

头孢菌素C菌渣含水率92.6％(TS＝73509mg/L，VS＝67964mg/L，VS/TS＝92.5％，SS＝26962mg/L，VSS＝25885mg/L，COD＝122447mg/L，pH＝4.4，化学效价＝133u/mL)，在浆化反应期中无需稀释，搅拌均匀后直接通入水热反应器中，通入200℃、1.6MPa左右的饱和蒸汽将菌渣加热至180℃，反应时间为60min，菌渣内胶体与细胞结构被破坏，将水热后的菌渣泄入闪蒸罐中，菌渣内胶体与细胞结构被进一步破坏，取样闪蒸反应器内水热菌渣检测(含水率＝93.1％，TS＝69417mg/L，VS＝63312mg/L，VS/TS＝91.2％，SS＝29020mg/L，VSS＝24760mg/L，COD＝97641mg/L，pH＝5.04，化学效价＝0u/mL)。

将闪蒸反应器中105℃的杆菌肽菌渣通入小型板框压滤机中，在进料压力0.7MPa，压滤压力0.7MPa条件下压滤2h，得到含水率94.3％的菌渣滤液(TS＝41643mg/L，VS＝39276mg/L，VS/TS＝94.3％，COD＝52051mg/L，pH＝4.9)和含水率45.6％的菌渣泥饼(VS/TS＝86.0％)，菌渣泥饼与原菌渣相比实现减量化94.3％。

含水率45.6％的菌渣泥饼粉碎后进入桨叶干燥机160℃下干燥20min，菌渣颗粒含水率18.3％，进入间壁式绝氧热解炉中进行热解反应(热解温度可达到850℃)，热解产生的热解气回流至热解炉的燃烧室进行燃烧，为热解过程供能。燃烧产生的高温尾气(650℃)为余热锅炉供能，余热锅炉产生的饱和蒸汽回用于水热单元的水热反应器中。菌渣泥饼热解后VS/TS＝13.5％，菌渣热解炭质量比仅为菌渣泥饼的15.0％。

菌渣滤液进入UASB反应器中，停留时间为6天，产甲烷率为260ml/gCOD，COD去除率71％，厌氧消化产生的沼气作为间壁加热式绝氧热解炉的热源，厌氧废水COD＝15095mg/L。

头孢菌素C菌渣作为固体废弃物，经过三个单元的处理后，实现减量化99.1％，菌渣滤液和菌渣热解炭均实现残余抗生素的消除，菌渣内有机物得到有效转化。

实施例七：

青霉素V钾菌渣含水率81.9％(VS/TS＝91.0％，化学效价＝142u/mL)，在浆化反应期中加入菌渣体积10％的热水稀释，搅拌均匀后直接通入水热反应器中，通入200℃、1.6MPa左右的饱和蒸汽将菌渣加热至180℃，反应时间为60min，菌渣内胶体与细胞结构被破坏，将水热后的菌渣泄入闪蒸罐中，菌渣内胶体与细胞结构被进一步破坏，取样闪蒸反应器内水热菌渣检测(含水率＝92.4％，VS/TS＝90.9％，化学效价＝0u/mL)。

将闪蒸反应器中105℃的杆菌肽菌渣通入小型板框压滤机中，在进料压力0.7MPa，压滤压力0.7MPa条件下压滤2h，得到含水率94.4％的菌渣滤液(COD＝64681mg/L)和含水率42.8％的菌渣泥饼(VS/TS＝89.1％)，菌渣泥饼与原菌渣相比实现减量化89.3％。

含水率42.8％的菌渣泥饼粉碎后进入桨叶干燥机160℃下干燥30min，菌渣颗粒含水率20.5％，进入间壁式绝氧热解炉中进行热解反应(热解温度可达到850℃)，热解产生的热解气回流至热解炉的燃烧室进行燃烧，为热解过程供能。燃烧产生的高温尾气(650℃)为余热锅炉供能，余热锅炉产生的饱和蒸汽回用于水热单元的水热反应器中。菌渣泥饼热解后VS/TS＝14.3％，菌渣热解炭质量比仅为菌渣泥饼的11.5％。

菌渣滤液进入UASB反应器中，停留时间为6天，产甲烷率为220ml/gCOD，COD去除率68％，厌氧消化产生的沼气作为间壁加热式绝氧热解炉的热源，厌氧废水COD＝20698mg/L。

青霉素V钾菌渣作为固体废弃物，经过三个单元的处理后，实现减量化98.8％，菌渣滤液和菌渣热解炭均实现残余抗生素的消除，菌渣内有机物得到有效转化。

实施例八：

土霉素菌渣含水率90.8％(VS/TS＝75.8％，化学效价＝1590u/mL)，在浆化反应期中无需稀释，搅拌均匀后直接通入水热反应器中，通入200℃、1.6MPa左右的饱和蒸汽将菌渣加热至180℃，反应时间为60min，菌渣内胶体与细胞结构被破坏，将水热后的菌渣泄入闪蒸罐中，菌渣内胶体与细胞结构被进一步破坏，取样闪蒸反应器内水热菌渣检测(含水率＝91.8％，VS/TS＝73.8％，化学效价＝0u/mL)。

将闪蒸反应器中105℃的杆菌肽菌渣通入小型板框压滤机中，在进料压力0.7MPa，压滤压力0.7MPa条件下压滤2h，得到的菌渣滤液和含水率50.9％的菌渣泥饼(VS/TS＝74.0％)，菌渣泥饼与原菌渣相比实现减量化83.5％。

含水率50.9％的菌渣泥饼粉碎后进入桨叶干燥机160℃下干燥30min，菌渣颗粒含水率20.5％，进入间壁式绝氧热解炉中进行热解反应(热解温度可达到850℃)，热解产生的热解气回流至热解炉的燃烧室进行燃烧，为热解过程供能。燃烧产生的高温尾气(650℃)为余热锅炉供能，余热锅炉产生的饱和蒸汽回用于水热单元的水热反应器中。菌渣泥饼热解后VS/TS＝8.4％，菌渣热解炭质量比仅为菌渣泥饼的16.9％。

土霉素菌渣作为固体废弃物，经过三个单元的处理后，实现减量化97.2％，菌渣滤液和菌渣热解炭均实现残余抗生素的消除，菌渣内有机物得到有效转化。

实施例九：

污水污泥取自抗生素废水处理厂二沉池，可能包含多种残余抗生素，含水率89.1％(VS/TS＝82.0％)，在浆化反应期中无需稀释，搅拌均匀后直接通入水热反应器中，通入200℃、1.6MPa左右的饱和蒸汽将菌渣加热至180℃，反应时间为60min，菌渣内胶体与细胞结构被破坏，将水热后的菌渣泄入闪蒸罐中，菌渣内胶体与细胞结构被进一步破坏。

将闪蒸反应器中105℃的杆菌肽菌渣通入中型板框压滤机中，在进料压力1.2MPa，压滤压力1.4MPa条件下压滤2h，得到含水率90.2％的菌渣滤液(COD＝41623mg/L)和含水率27.2％的菌渣泥饼(VS/TS＝71.0％)，菌渣泥饼与原菌渣相比实现减量化92.2％。

含水率27.2％的菌渣泥饼粉碎后直接进入间壁式绝氧热解炉中进行热解反应(热解温度可达到850℃)，热解产生的热解气回流至热解炉的燃烧室进行燃烧，为热解过程供能。燃烧产生的高温尾气(650℃)为余热锅炉供能，余热锅炉产生的饱和蒸汽回用于水热单元的水热反应器中。菌渣泥饼热解后VS/TS＝12.8％，菌渣热解炭质量比仅为菌渣泥饼的30.4％。

菌渣滤液进入UASB反应器中，停留时间为4天，产甲烷率为280ml/gCOD，COD去除率72％，厌氧消化产生的沼气作为间壁加热式绝氧热解炉的热源，厌氧废水COD＝11654mg/L。

链霉素菌渣作为固体废弃物，经过三个单元的处理后，实现减量化97.6％，菌渣滤液和菌渣热解炭均实现残余抗生素的消除，菌渣内有机物得到有效转化。

上述说明示出并描述了本发明的若干推荐实施例，但如前所述，应当理解本发明并非局限于本文所披露的形式，不应看作是对其他实施例的排除，而可用于各种其他组合、修改和环境，并能够在本文所述发明构想范围内，通过上述指导或相关领域的技术或知识进行改动。而本领域人员所进行的改动和变化不脱离本发明的精神和范围，则都应在本发明所附权利要求的保护范围内。

Claims (6)

1.一种抗生素菌渣处理利用的技术方法，其特征在于，所述方法包括：

将抗生素菌渣进行水热处理，并使得经水热处理后的菌渣含水率在90～95％之间、温度在100～110℃之间；

所述水热处理过程具体包括：将抗生素菌渣与热水混合搅拌均匀进行浆化，使得抗生素菌渣的含固率在5～10％之间；

将浆化处理完毕的物料，通入温度在200～230℃、压力在1.6～2.8MPa以上的饱和蒸汽，致使物料温度上升至160～200℃，并停留时间30～120min；

将水热处理完毕的物流进行闪蒸泄压处理，致使物流温度降低到90～110℃；

将温度在100～110℃之间的水热菌渣不经冷却直接进行压滤，其中，设定进料的压力为0.6-1.2MPa，压滤压力0.6～1.4MPa，压滤时间为1.5-3h，将压滤后的菌渣分成含水率在24～55％之间的压滤泥饼和COD含量在24000-65000mg/L之间的菌渣滤液；

将压滤泥饼进行干燥和粉碎处理，使得干燥后的菌渣颗粒含水率降低到20％以下，然后进行热解处理，其中，热解温度在600～900℃；

所述热解处理在间壁式绝氧热解炉的燃烧室进行，其中，热解产生的热解气体重新收集到燃烧室；

所述间壁式绝氧热解炉包括被耐火层围合形成的一燃烧加热区，以及斜向穿过所述燃烧加热区的螺杆解热管，经干燥处理后的菌渣进入所述螺杆热解管内，所述螺杆热解管顶部还设置有一合成导气管，所述合成导气管另一端伸入至所述燃烧加热区内；

将菌渣滤液进行厌氧消化处理，溢流出的厌氧废水排出。

2.如权利要求1所述的抗生素菌渣处理利用的技术方法，其特征在于，所述厌氧消化处理在上流式厌氧污泥床反应器中进行，其中，所述反应器厌氧消化产生的沼气作为所述间壁式绝氧热解炉的其中一种热源。

3.如权利要求1所述的抗生素菌渣处理利用的技术方法，其特征在于，所述浆化处理在浆化罐中进行，所述水热处理在水热罐中进行，所述闪蒸处理在闪蒸罐中进行，其中，所述浆化罐、水热罐、闪蒸罐依次相连，所述浆化罐还连接热水箱。

4.如权利要求3所述的抗生素菌渣处理利用的技术方法，其特征在于，燃烧过程中产生的高温尾气经过余热锅炉换热后将温度降至150～200℃，直接排空，所述余热锅炉产生的饱和蒸汽输送至水热罐中。

5.如权利要求1所述的抗生素菌渣处理利用的技术方法，其特征在于，所述抗生素菌渣为杆菌肽菌渣、链霉素菌渣、庆大霉素菌渣、林可霉素菌渣、青霉素菌渣、头孢菌素C菌渣、青霉素V钾菌渣、土霉素菌渣中的一种或者他们的组合。

6.如权利要求5所述的抗生素菌渣处理利用的技术方法，其特征在于，针对庆大霉素菌渣、林可霉素菌渣、青霉素菌渣、头孢菌素C菌渣、青霉素V钾菌渣、土霉素菌渣，设定的进料压力为0.7MPa、压滤压力为0.7MPa，针对杆菌肽菌渣、链霉素菌渣，设定的进料压力为1.2MPa、压滤压力为1.4MPa。

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