污泥熱水解技術(shù)研究進展

馮國紅，白天添，胡 智，楊 磊

（太原科技大學 環(huán)境與安全學院，山西 太原 030024）

熱水解是一種污泥預處理技術(shù)，始于20世紀40年代［1］，其技術(shù)原理為：在高溫高壓下通過熱效應促使污泥中的有機質(zhì)破碎，釋放出的大分子有機物進一步水解為小分子物質(zhì)［2-4］。熱水解技術(shù)的最佳反應溫度為160～180 ℃，最佳反應時間為20～40 min［5-9］。該技術(shù)可以改善污泥的生物降解性能和脫水性能，提高后續(xù)厭氧消化系統(tǒng)中有機物的去除率，進而提高甲烷產(chǎn)量。1995年，在挪威建成了第一套熱水解耦合厭氧消化污水處理系統(tǒng)，隨后該系統(tǒng)在其他國家亦相繼建成，且在歐洲應用最為廣泛［10］。目前，熱水解技術(shù)已應用20多年，并且開展了大量的實驗室研究和工藝現(xiàn)場研究，但目前關(guān)于該技術(shù)的綜述鮮有報道。

本文闡述了熱水解對污泥物理特性（包括流變特性和脫水行為）以及污泥氨氮濃度及厭氧消化反應性能的影響，同時介紹了熱水解對污泥處理工藝所需能量的影響，旨在為熱水解預處理技術(shù)的廣泛應用提供理論依據(jù)。

1 熱水解對污泥物理特性的影響

1.1 熱水解對污泥流變特性的影響

污泥屬于非牛頓流體，具有剪切變稀及觸變特性，在高剪切速率下其流動行為與觸變膠體相近，而在低剪切速率下表現(xiàn)出固體的特性和黏彈特性［11-15］。熱水解預處理能夠使污泥的網(wǎng)狀絮體結(jié)構(gòu)解體，固相中的有機物溶解，導致污泥的流變特性發(fā)生顯著變化。

目前熱水解預處理對污泥流變特性的影響研究較多，主要包括熱水解對污泥黏度、屈服應力及黏彈特性的影響。大部分研究指出，熱水解預處理能夠顯著降低污泥黏度，削弱污泥的固相特性，導致熱水解污泥的非牛頓流體行為減弱［16-19］。FENG等［7，18］研究發(fā)現(xiàn)：當熱水解溫度升至120 ℃ 時，污泥黏度從未經(jīng)熱 處理時的264 mPa·s降至21.6 mPa·s；當熱水解溫度升至170 ℃ 時，污泥黏度降至3.16 mPa·s；隨后再升高溫度污泥黏度基本不變。同時，隨著熱水解溫度的升高，污泥的流動行為更接近于牛頓流體；當熱水解溫度升至170 ℃時，表征流動特性的流動指數(shù)從0.3顯著升高至1.0，稠度系數(shù)（極限黏度）從5.900 Pa·s降至0.002 Pa·s。在相同的熱水解溫度下，隨著熱水解時間的延長，污泥黏度和稠度系數(shù)逐漸降低；當熱水解時間超過40 min時，下降趨勢變緩。同時隨著熱水解溫度的升高，表征污泥固相特性的彈性模量顯著下降［17］，對于固含量（w，下同）為7%的污泥，當熱水解溫度升至140 ℃時，彈性模量由700 Pa降至100 Pa［20］。

熱水解可提高污泥流動性的原因主要歸結(jié)于以下兩個方面：1）熱水解后污泥中的自由水以不可逆的方式顯著增加，降低了污泥懸浮液系統(tǒng)的黏度；2）隨著熱水解溫度的升高和熱水解時間的延長，污泥中微生物的細胞壁和細胞膜遭到破壞，胞內(nèi)有機物如蛋白質(zhì)、碳水化合物、脂類等被釋放，導致污泥固相特性降低。

另外，熱水解污泥冷卻至室溫后，其屈服應力和黏度均比未熱處理污泥小很多［7，21-22］，表現(xiàn)出不可逆的特性，此現(xiàn)象被稱為“熱歷史”。產(chǎn)生上述現(xiàn)象的主要原因為熱水解過程中污泥組分的溶解和蛋白質(zhì)不可逆的熱變性。熱水解污泥流動性的改善有利于提高后續(xù)厭氧消化的負荷，降低污泥的輸送成本。

1.2 熱水解對污泥脫水行為的影響

無論采用何種脫水方式，熱水解均能顯著提高脫水泥餅的固含量［7，23-28］。有研究指出，當活性污泥中的胞外聚合物（EPS）濃度較低時，進一步提高EPS濃度有助于減少污泥中的細小顆粒，有利于污泥絮體之間形成架橋，進而改善污泥的脫水特性。然而當污泥絮體形成后，繼續(xù)增加EPS濃度將惡化脫水性能，最佳EPS濃度為30～40 mg/g（SS）［22］。熱水解后，EPS破碎，組成EPS的多糖、蛋白質(zhì)等大分子發(fā)生水解，使得污泥的黏度下降，自由水含量增加，顆粒硬度增加。與原污泥相比，熱水解污泥更接近于無機懸浮體系，因此熱水解污泥在過濾過程中形成的濾餅壓縮性降低，滲透率提高，污泥過濾性能得到改善。FENG等［6］研究發(fā)現(xiàn)：經(jīng)170 ℃、60 min熱水解后，污泥的過濾比阻從4.6×1013m/kg降至2.8×1012m/kg；濾餅固含量從原污泥的28%增至67%，表征壓榨脫水特性的壓榨曲線與無機顆粒懸浮系統(tǒng)類似；但當熱水解溫度低于120 ℃時，污泥脫水性能基本未得到改善；高于170 ℃時，脫水特性增幅不再顯著。MA等［29］亦指出：120 ℃為改善污泥脫水特性的門檻溫度，經(jīng)180 ℃、30 min熱水解后，離心脫水后污泥固含量由原污泥的16%增至40%。因此只有較高溫度的熱水解預處理才有利于污泥脫水，但是溫度過高，能量需求增加；且過高的溫度會增加難降解有機物的含量，不利于污泥的后續(xù)處理，適宜的熱水解溫度為160～180 ℃。

另外，熱水解工藝在污泥處理系統(tǒng)中的位置亦對污泥脫水性能有所影響，熱水解工藝置于消化后、脫水前比置于消化和脫水前對脫水效果的改善更加顯著，具體影響機理有待進一步深入研究。

2 熱水解對氨氮及污泥厭氧消化的影響

2.1 熱水解對氨氮的影響

污泥中的氮主要以蛋白質(zhì)形式存在，熱水解過程中蛋白質(zhì)發(fā)生水解，氮元素最終轉(zhuǎn)化為氨離子和游離氨（稱為氨氮）［30-31］，因此熱水解對污泥中的氨氮濃度具有顯著正作用。喬瑋等［32］指出：固含量為7%和9%的污泥，經(jīng)170 ℃、20 min熱水解后，氨氮質(zhì)量濃度為900～1 200 mg/L；固含量為13%的污泥，熱水解后氨氮質(zhì)量濃度超過1 500 mg/L。程瑤等［33］發(fā)現(xiàn)，經(jīng)165 ℃、50 min熱水解后，原污泥（固含量為10 %）中可轉(zhuǎn)化為氨氮的蛋白質(zhì)、氨基酸等含氮物質(zhì)已基本轉(zhuǎn)化為氨氮，氨氮質(zhì)量濃度由原污泥的200 mg/L增加至1 260 mg/L。

2.2 熱水解污泥中氨氮對厭氧消化的影響

氨氮是限制厭氧消化反應速率的主要抑制物之一，是消化反應器設計時需要考慮的主要因素。然而， GURIEFF等［34］研究發(fā)現(xiàn)，氨氮質(zhì)量濃度高達2 900 mg/L時（pH=7.8），并未對厭氧消化產(chǎn)生抑制作用，達到4 000 mg/L時亦未發(fā)現(xiàn)其對消化速率的限制［25］。MCCARTY等［35］指出，對消化起抑制作用的是游離氨而非氨氮濃度，當游離氨質(zhì)量濃度超過150 mg/L時，能夠抑制沼氣的產(chǎn)生。CHEN等［36］認為，當氨氮質(zhì)量濃度分別為1 500，2 500，3 000 mg/L、游離氨質(zhì)量濃度分別為56，180，266 mg/L時，沼氣產(chǎn)量并未出現(xiàn)顯著差異，對消化產(chǎn)生抑制作用的自由氨質(zhì)量濃度為620 mg/L。DUAN等［37］對含固量20%的城市污泥的厭氧消化過程進行研究，發(fā)現(xiàn)游離氨對消化產(chǎn)生的抑制作用更為突出，當游離氨質(zhì)量濃度大于600 mg/L時沼氣產(chǎn)量顯著下降，此時總氨氮質(zhì)量濃度約4 000 mg/L，與CHEN等［36］的結(jié)論基本一致。LAY等［38］認為，對于高固含量污泥的熱水解耦合消化工藝系統(tǒng)，當氨氮質(zhì)量濃度介于1 670～3 720 mg/L時，影響沼氣產(chǎn)量的是氨離子濃度而非游離氨。

綜上所述，氨氮對厭氧消化的影響作用說法不一，可能因為外界條件（包括pH、菌群、溫度以及培養(yǎng)液等）不同，故僅考慮氨氮濃度對厭氧消化的抑制作用，略顯片面。另外，在研究氨氮對厭氧消化的抑制作用時，不能一概而論，對于不同的厭氧消化系統(tǒng)，產(chǎn)生抑制作用的氨氮濃度門檻值亦可能不同。

2.3 降低熱水解污泥中氨氮對厭氧消化影響的措施

為降低氨氮對厭氧消化過程的影響，消化前應對熱水解污泥進行稀釋。通常，對初沉污泥和活性污泥均進行熱水解的污水處理廠，進入?yún)捬跸磻鞯奈勰喙毯靠刂圃?0%左右較為合適。然而由于活性污泥的氨氮含量較高，故僅熱水解活性污泥的厭氧消化系統(tǒng)，其污泥固含量應有所降低［39］。降低氨氮對厭氧消化抑制作用的方法有以下兩種。

（1）降低消化停留時間。耦合熱水解的厭氧消化最佳停留時間較不存在熱水解工藝的時間短，最佳停留時間為大部分多糖和脂類物質(zhì)降解而蛋白質(zhì)未降解時所需的時間，通常為10～12 d，消化時間的延長將導致氨氮濃度及堿度的增加，而對產(chǎn)氣量的影響不大［27，40］。

（2）降低厭氧消化溫度。溫度升高，氨氮濃度增加，因此要盡量降低消化溫度。厭氧消化與熱水解耦合時，其操作溫度大都維持在40 ℃；未耦合熱水解時，厭氧消化反應可降為典型的中溫消化，消化溫度基本維持在33～35 ℃，氨氮濃度可降低25%～30%。

氨氮濃度對沼氣產(chǎn)量抑制作用的顯著性不及污泥性質(zhì)、污泥流變特性等其他因素，對熱水解污泥進行稀釋以降低氨氮毒性仍是目前厭氧消化反應器的一種保守設計方案［25］。

3 熱水解對污泥處理工藝能量需求的影響

熱水解預處理能夠改善污泥的生物降解性，提高污泥的流動性，進而提高污泥的厭氧消化能力和沼氣產(chǎn)量，但同時該技術(shù)自身所需的輔助能量較高，對整個污泥處理工藝所需能量的影響較復雜。

3.1 影響熱水解技術(shù)自身能量需求的因素

熱水解預處理通常采用一定壓力的飽和蒸汽對污泥加熱至所需溫度，在熱作用下促使污泥中固相物質(zhì)溶解、絮體破碎和有機物水解，因此降低熱水解溫度及縮短熱水解時間能夠有效降低該技術(shù)的能量需求。然而降低熱水解溫度和縮短熱水解時間不利于后續(xù)的厭氧消化和污泥脫水。

在熱水解過程中，降低污泥中的水分含量，有利于降低熱水解預處理的能量需求。XU等［41］研究發(fā)現(xiàn)：當污泥的固含量為15%～18%時，熱水解所需能量最低；隨著污泥固含量的增加，傳熱阻力增大，導致熱水解所需能量增加。PANTER［42］研究發(fā)現(xiàn)：熱水解過程所需能量與污泥固含量呈指數(shù)關(guān)系遞減；當污泥固含量從1%升高至5%時，所需蒸汽量急劇減??；當污泥固含量超過5%時，所需蒸汽量的降幅變緩；當污泥固含量超過17%后，所需蒸汽量基本不變。因此，為降低污泥熱水解所需能量，應將污泥固含量控制在15%～18%。

3.2 熱水解對污泥處理系統(tǒng)能量需求的影響

在污水處理廠中，熱水解預處理所需能量主要來源于兩種方式：1）利用沼氣或天然氣直接加熱鍋爐產(chǎn)生的蒸汽；2）利用熱電聯(lián)產(chǎn)的余熱加熱蒸汽鍋爐產(chǎn)生的蒸汽。污水處理廠熱電聯(lián)產(chǎn)工藝流程見圖1［43］。首先對活性污泥或初沉污泥進行濃縮并均勻混合，隨后在熱水解反應器內(nèi)對其進行熱水解，進而提高沼氣產(chǎn)量；經(jīng)熱水解的污泥進入?yún)捬跸磻饕运馕勰嘀械挠袡C物并產(chǎn)生沼氣；隨后將沼氣輸送至燃氣渦輪發(fā)動機發(fā)電，同時余熱用于生產(chǎn)熱水解所需蒸汽以及維持厭氧消化所需溫度。影響污泥處理系統(tǒng)所需能量的因素較多，主要包括：熱電聯(lián)產(chǎn)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)、效率；沼氣生產(chǎn)工藝；厭氧消化反應器的類型、溫度、停留時間；污泥性質(zhì)以及熱處理工藝［23］。本文簡要介紹污泥性質(zhì)和熱處理工藝對污泥處理系統(tǒng)能量需求的影響。

圖1 污水處理廠熱電聯(lián)產(chǎn)工藝流程

3.2.1 污泥性質(zhì)對污泥處理系統(tǒng)沼氣產(chǎn)量的影響

熱水解預處理對污泥處理系統(tǒng)能量需求的影響也可采用熱水解與厭氧消化耦合系統(tǒng)產(chǎn)生的沼氣量來衡量。由于初沉污泥的生物降解性能優(yōu)于活性污泥，因此對于等量未經(jīng)熱水解預處理的初沉污泥和活性污泥，初沉污泥的沼氣產(chǎn)量較高。雖然熱水解均能提高二者的降解性能，提高沼氣產(chǎn)量，但同時對二者進行熱水解，導致該技術(shù)自身的能量需求增加，沼氣產(chǎn)量與熱水解本身的能量需求之差稱為凈產(chǎn)能。為獲得最佳的凈產(chǎn)能及沼氣產(chǎn)量，許多學者開展了確定熱水解工藝系統(tǒng)中初沉污泥與活性污泥最佳配比的研究。

BARBER［44］針對年處理量為10 kt 干固相污泥的熱水解系統(tǒng)展開研究，得出污泥性質(zhì)對凈產(chǎn)能的影響較大。對初沉污泥和活性污泥均進行熱水解的系統(tǒng)，隨著初沉污泥比例的提高，凈產(chǎn)能逐漸增加，當初沉污泥比例增至70%時，凈產(chǎn)能最大；隨著初沉污泥比例的繼續(xù)增加，凈產(chǎn)能下降。只針對活性污泥進行熱水解的系統(tǒng)，隨初沉污泥比例的提高，凈產(chǎn)能亦逐漸增大，初沉污泥比例約30%時，凈產(chǎn)能最大；繼續(xù)增加初沉污泥含量，凈產(chǎn)能顯著下降。另外，兩種不同系統(tǒng)的最大凈產(chǎn)能相近，前者略遜于后者。然而一些研究指出，即使不對初沉污泥進行熱水解，系統(tǒng)的沼氣產(chǎn)量只輕微下降5%～7%［24-25，45-47］。且只針對活性污泥進行熱水解可顯著減小熱水解裝置體積，產(chǎn)生的沼氣量足以提供熱水解所需蒸汽，而無需輔助燃料。因此綜合考慮熱水解工藝的能量需求及污水處理廠厭氧消化反應器投資，可采用僅對活性污泥進行熱水解，而并不對初沉污泥進行熱水解的工藝，這亦是歐洲目前普遍采用的工藝。

對生物降解性能較差的污泥，通常需要二級消化，為降低污泥處理系統(tǒng)的能量需求，可將熱水解工藝置于第一級厭氧消化的下游、第二級厭氧消化的上游。Mill［46］的中試研究表明，上述系統(tǒng)中沼氣產(chǎn)量達到503 Nm3/t（以每噸干固相計），與將熱水解置于兩級消化之前的工藝相比增幅超過10%。目前，該工藝應用效果良好［34］。然而，由于熱水解工藝在整個污泥處理系統(tǒng)中位置的改變而引起的沼氣產(chǎn)量的變化以及由于其他操作條件的改變對消化性能的影響較為復雜［48］，因此需采用夾點技術(shù)對熱水解-消化工藝系統(tǒng)進行能量衡算。夾點技術(shù)的應用將成為污泥處理系統(tǒng)的里程碑，是值得深入研究的發(fā)展方向。

3.2.2 熱水解對污泥處理系統(tǒng)能量需求的影響

盡管熱水解技術(shù)提高了沼氣產(chǎn)量，然而對于厭氧消化和熱電聯(lián)產(chǎn)耦合的熱水解污泥處理工藝，其輔助的能量需求較高，凈產(chǎn)能較低。但值得注意的是，熱水解對污泥處理系統(tǒng)下游的能量需求影響亦較為顯著。

基于厭氧消化性能及污泥脫水效果，學者們分析了熱水解耦合消化對后續(xù)污泥干燥過程所需能量的影響。研究指出，將含水率75%的原污泥（未經(jīng)消化和熱水解處理的污泥，含1 t 干固相），干燥至含水率5%時，所需能量約2 042 kWh；對原污泥進行熱水解與厭氧消化耦合處理后，污泥中的干固相由1 t 降為0.565 t，脫水泥餅的含水率由75%降至66%，致使后續(xù)干燥過程所需能量從原污泥所需的2 042 kWh降至780 kWh［49-50］?？梢?，熱水解預處理耦合消化工藝系統(tǒng)不僅能提高沼氣產(chǎn)量同時能顯著降低后續(xù)污泥干燥過程的能量需求。

污水處理廠的實際運行結(jié)果亦表明，熱水解技術(shù)的應用顯著降低了下游污泥處理工藝的能量需求。愛爾蘭都柏林一污水處理廠原計劃將干燥設備擴建300%，熱水解系統(tǒng)的投用反而使干燥設備的體積減小了50%［51］。在英國，熱水解技術(shù)主要用于減小甚至代替污泥干燥設備［50，52］。同時，熱水解技術(shù)使得污泥的體積減小，脫水性能提高，進而提高了后續(xù)焚燒設備的生產(chǎn)能力，降低了操作成本［41，53-54］。另外，由于熱水解促進污泥中有機固相溶解，導致脫水泥餅的有機物含量降低，表面看泥餅燃燒時產(chǎn)生的燃燒熱下降，然而，由于污泥脫水性能的改善，使得脫水泥餅含水率大幅降低，由未經(jīng)熱水解污泥的70%降至熱水解污泥的50%，脫水性能的改善使得脫水泥餅的熱值與褐煤相近，無需輔助燃料或很少輔助燃料即能燃燒［55］。

熱水解技術(shù)的成功應用有利于污泥處理系統(tǒng)包括厭氧消化、污泥輸送、機械脫水及后續(xù)干燥等工藝的節(jié)能降耗；同時可產(chǎn)生沼氣能源，機械脫水后的泥餅亦可作為燃料。然而對于采用不同工藝的污水處理廠，熱水解耦合厭氧消化及整個污泥處理系統(tǒng)的具體實施稍有差異，需要針對具體污泥性質(zhì)采取相應的處理系統(tǒng)。

4 結(jié)語及建議

熱水解預處理技術(shù)優(yōu)勢歸納如下：1）熱水解預處理技術(shù)最適用于含高濃度糖類和高濃度蛋白質(zhì)的物系，脂類對熱水解過程的影響不大，故熱水解適用于活性污泥而非初沉污泥。由于初沉污泥脂含量比活性污泥高，其熱水解過程將產(chǎn)生更多的揮發(fā)性脂肪酸，因此對初沉污泥進行熱水解適用于獲得反硝化碳源。2）熱水解改變了污泥的流變行為，使其從非牛頓流體轉(zhuǎn)變?yōu)榻婆ｎD流體，提高了后續(xù)消化的負荷，同時顯著提高了污泥的脫水性能。3）熱水解耦合厭氧消化技術(shù)產(chǎn)生的沼氣量與熱水解技術(shù)本身所需的能量基本平衡。熱水解技術(shù)能夠降低整個污水處理廠的能量需求，在于其提高了脫水泥餅的固含量，降低了后續(xù)污泥的運輸成本和干燥成本。世界各地采用熱水解預處理技術(shù)的目的存在一定差異，但最基本的宗旨為：提高消化反應器負荷；提高污泥的脫水能力，降低下游污泥的干燥成本和其他操作成本；提高厭氧消化過程中沼氣的產(chǎn)量，實現(xiàn)資源化利用。

雖然熱水解技術(shù)優(yōu)勢眾多，但仍存在一些不足。目前熱水解技術(shù)主要研究方向為：1）采用化學破膠劑及其他輔助技術(shù)以降低熱水解溫度；2）為提高熱水解效率，優(yōu)化下游厭氧消化的工藝結(jié)構(gòu)；3）研究熱水解技術(shù)對污泥熱動力學的影響機理；4）開發(fā)標準化的程序和測試方法以便于更好地比較不同學者的研究成果。