“十三五”生態(tài)環(huán)境保護(hù)規(guī)劃要求，大力推進(jìn)污泥穩(wěn)定化、無(wú)害化和資源化處理處置，地級(jí)及以上城市污泥無(wú)害化處理處置率達(dá)到90%，京津冀區(qū)域達(dá)到95%。厭氧消化技術(shù)能夠通過(guò)微生物的作用有效實(shí)現(xiàn)有機(jī)物降解、回收沼氣能源，實(shí)現(xiàn)污泥的穩(wěn)定化和減量化。但是污泥多以菌膠團(tuán)形式存在，細(xì)胞壁和胞外聚合物對(duì)水分及有機(jī)物的包裹作用影響污泥的沉降性能和脫水性能，厭氧消化性能較差。水熱預(yù)處理能夠增加溶解度，從而達(dá)到提高污泥厭氧消化效率的目的。
水熱預(yù)處理技術(shù)在國(guó)內(nèi)的工程應(yīng)用越來(lái)越廣泛，近年來(lái)已成為污泥處理處置領(lǐng)域的研究熱點(diǎn)，但是，由于污水 >
一、材料與方法
1.1 實(shí)驗(yàn)材料
實(shí)驗(yàn)以我國(guó)南北方(北京、上海、廣西、山東)污水處理廠獲取的污泥為研究對(duì)象，各污水 >
1.2 實(shí)驗(yàn)裝置
實(shí)驗(yàn)污泥的水熱預(yù)處理采用水熱閃蒸預(yù)處理中試裝置進(jìn)行操作，整套反應(yīng)裝置如圖1所示，處理規(guī)模為3t/d，含水率以80%計(jì)。
實(shí)驗(yàn)所用中試厭氧消化反應(yīng)器為100L的連續(xù)攪拌反應(yīng)器(Continuousstirredtankreactor，CSTR)，如圖2所示。反應(yīng)器具有水浴夾層，采用恒溫循環(huán)水浴鍋進(jìn)行保溫，反應(yīng)溫度為37℃。攪拌情況為每隔1h攪拌15min。
1.3 污泥水熱方法
將污泥分別通過(guò)螺桿泵輸送至水熱罐，利用飽和蒸汽對(duì)污泥進(jìn)行加熱，當(dāng)污泥溫度達(dá)到設(shè)定溫度后，保溫保壓30min，水熱完成后，通過(guò)閥體控制，使處于高溫高壓下的污泥冷卻降壓后直接從水熱罐排出，水熱泥分裝后于4℃下保存待用。
1.4 污泥水熱改性特征實(shí)驗(yàn)
各地污泥與不同溫度條件(130、150、170、180℃)處理的水熱污泥在加蒸餾水統(tǒng)一調(diào)節(jié)總固體質(zhì)量分?jǐn)?shù)至10%后，進(jìn)行不同 >
1.5 污泥厭氧消化實(shí)驗(yàn)
取實(shí)驗(yàn)室穩(wěn)定運(yùn)行的中溫厭氧消化污泥作為接種污泥，以180℃水熱處理30min的預(yù)處理污泥為原料進(jìn)行厭氧消化實(shí)驗(yàn)。根據(jù)相應(yīng)水熱泥的總固體質(zhì)量分?jǐn)?shù)配制未經(jīng)水熱處理的污泥，作為各對(duì)照組進(jìn)料。實(shí)驗(yàn)過(guò)程中逐步提高厭氧反應(yīng)器的有機(jī)負(fù)荷(Organicloadrate，OLR)，并分別從沼氣產(chǎn)量和反應(yīng)器減容效果兩方面考察水熱預(yù)處理對(duì)各地污泥厭氧消化性能的促進(jìn)作用。圖3不同水熱反應(yīng)溫度下各污泥的粘度變化
1.6 分析方法
總固體(Totalsolid，TS)含量、揮發(fā)性固體(Volatilesolid，VS)含量分別采用105、600℃恒重法檢測(cè)，采用5000r/min離心和105℃干燥恒重法檢測(cè)懸浮固體(Suspendsolid，SS)含量，揮發(fā)性懸浮固體(Volatilesuspendedsolids，VSS)含量的檢測(cè)方法為將105℃質(zhì)量恒定后的SS在600℃下再次加熱至質(zhì)量恒定。采用NDJ1S型粘度計(jì)檢測(cè)粘度。采用梅特勒FiveEasyPlus臺(tái)式pH計(jì)測(cè)定pH值。氨氮質(zhì)量濃度的檢測(cè)方法參照文獻(xiàn)。
各指標(biāo)在不同條件之間的差異顯著性通過(guò)SPSS21.0軟件進(jìn)行雙因素方差分析(P<0.01，表示差異極顯著。P<0.05，表示差異顯著。P>0.05，則差異不顯著)。數(shù)據(jù)采用Origin8.5軟件整理制圖。
二、結(jié)果與討論
2.1 不同 >
2.1.1 污泥粘度
污泥粘度是污泥流動(dòng)性能的評(píng)價(jià)指標(biāo)，其對(duì)于后續(xù)污泥輸送設(shè)計(jì)及控制具有重要意義。粘度越大，運(yùn)輸阻力越大，所消耗的功率越大。從圖3(圖中不同字母表示差異顯著，下同)可以看出，同等溫度處理后，各地污泥粘度始終差異顯著(P<0.05)。粘度從大到小依次為北京、上海、廣西、山東，與表1中各污泥的揮發(fā)性固體含量在總固體含量中的比例相對(duì)應(yīng)，可見(jiàn)污泥粘度隨揮發(fā)性固體含量的增加而增加。文獻(xiàn)研究了12、22、32℃下不同濃度污泥的粘度，發(fā)現(xiàn)污泥濃度基本決定了污泥的粘度，低溫下污泥溫度對(duì)粘度影響相對(duì)較小。本研究北京、上海、廣西的原泥粘度較高，分別為46.327、31.423、24.332Pa•s，山東污泥的粘度(3.440Pa•s)相對(duì)較低，可能是因?yàn)槠湮?a href="http://jintianmj.com/" target="_blank" class="keylink">水處理主要采用AB工藝，污泥中的胞外聚合物含量較少。北京、上海和廣西的污水處理工藝分別為A2/O、改良的AO和A2/O，其胞外聚合物產(chǎn)生量相對(duì)較大。隨著水熱反應(yīng)溫度的升高，污泥粘度下降極顯著(P<0.01)，其對(duì)反應(yīng)溫度的敏感度高于對(duì)濃度的敏感度，在超過(guò)150℃后各地污泥粘度降幅趨于平緩。170、180℃處理下污泥粘度無(wú)顯著差異(P>0.05)。這主要是由于隨著水熱反應(yīng)溫度的逐漸升高，大顆粒物質(zhì)首先發(fā)生溶解，150℃以下主要以糖類溶解為主，當(dāng)溫度繼續(xù)升高，溫度超過(guò)150℃，細(xì)胞壁開(kāi)始破碎，蛋白質(zhì)的溶解加快。溫度繼續(xù)上升至170℃，污泥的熱水解更加徹底，整個(gè)污泥呈現(xiàn)出更加均勻的狀態(tài)，這種情況下加大反應(yīng)溫度對(duì)污泥粘度幾乎無(wú)影響。由此可見(jiàn)，污泥 >
2.1.2 污泥氨氮質(zhì)量濃度和pH值
污泥中氮的主要組成為不溶態(tài)有機(jī)氮、溶解態(tài)有機(jī)氮及氨氮。不溶態(tài)有機(jī)氮主要為蛋白質(zhì)，溶解態(tài)有機(jī)氮主要包括氨基酸等。水熱反應(yīng)過(guò)程中，部分含氮物質(zhì)轉(zhuǎn)化為氨氮。由圖4可知，不同 >
2.1.3 污泥TS組分
圖6為水熱處理前后不同污泥TS組分變化規(guī)律，進(jìn)一步驗(yàn)證了污泥粘度、氨氮質(zhì)量濃度、pH值等指標(biāo)的變化。隨著水熱反應(yīng)溫度的升高，大量有機(jī)物由固相轉(zhuǎn)移到液相，各地污泥中的SS質(zhì)量分?jǐn)?shù)逐漸下降，其中VSS溶解比例明顯大于不易揮發(fā)的懸浮固體(Fixedsuspendedsolid，F(xiàn)SS)，可見(jiàn)懸浮固體中有機(jī)物比無(wú)機(jī)物溶解程度高。山東污泥受自身TS組分的影響，熱水解后其變化程度不及北京、上海、廣西污泥。各地污泥在170℃水熱處理下的物質(zhì)溶解相比150℃時(shí)大幅提高，這是由于150℃熱處理之后細(xì)胞壁破碎，胞內(nèi)物質(zhì)也開(kāi)始發(fā)生溶解和分解。對(duì)污泥溶解性固體物質(zhì)的組分再進(jìn)行細(xì)分，可以發(fā)現(xiàn)水熱過(guò)程中轉(zhuǎn)移到液相的物質(zhì)以有機(jī)物(Volatiledissolvedsolid，VDS)為主，液相中無(wú)機(jī)固體(Fixeddissolvedsolid，F(xiàn)DS)的增加較少，同樣說(shuō)明水熱處理對(duì)有機(jī)物的溶解效果更顯著。
各地污泥的VSS溶解率隨水熱反應(yīng)溫度的變化如圖7所示。不同污泥的VSS溶解率都隨溫度的升高極顯著增加(P<0.01)。北京污泥的VSS溶解率相對(duì)較低，可能是因?yàn)槲勰酀舛却髮?dǎo)致污泥傳熱傳質(zhì)性能不佳。上海和廣西污泥在溫度130℃和150℃之間增幅較小，這與北京和山東污泥的趨勢(shì)不同。這可能是由兩種原因造成的:上海和廣西污泥中初沉污泥比例較小，文獻(xiàn)研究發(fā)現(xiàn)剩余活性污泥的胞外聚合物在高壓滅菌環(huán)境下(121℃)即可被完全破壞。水熱溫度達(dá)到170℃以后，VSS溶解率進(jìn)一步提升，可能是工業(yè)污水中部分耐高溫有機(jī)物得到了充分溶解。
2.2 OLR對(duì)污泥厭氧消化性能的影響
2.2.1 沼氣生成的促進(jìn)作用
從表2可以看出，在近似的OLR下，各地污泥水熱后的VS產(chǎn)氣率都明顯大于原泥厭氧消化的VS產(chǎn)氣率(P<0.05)，這與文獻(xiàn)的研究結(jié)果一致，各地污泥VS產(chǎn)氣率隨OLR增加無(wú)顯著差異(P>0.05)，但不同污泥的運(yùn)行情況存在差異。北京污泥在5.1g/(L•d)的OLR下仍能穩(wěn)定運(yùn)行，廣西和山東污泥在OLR為4.5g/(L•d)時(shí)，原泥和水熱泥反應(yīng)器均酸敗。對(duì)各地污泥的VS產(chǎn)氣率進(jìn)行綜合對(duì)比，不同 >
2.2.2 厭氧反應(yīng)器減容效果
污泥的粘度隨著污泥固體濃度的升高而迅速變大，污泥流動(dòng)性差，容易造成管道阻塞和攪拌困難，因此在實(shí)際工程中原泥的厭氧消化在高OLR下無(wú)法正常進(jìn)行。北京高碑店污水處理廠在使用水熱技術(shù)對(duì)污泥進(jìn)行預(yù)處理之前，設(shè)計(jì)的進(jìn)料TS質(zhì)量分?jǐn)?shù)僅有6%，總水力停留時(shí)間(Hydraulicretentiontime，HRT)為28d，即OLR約1.5g/(L•d)。水熱預(yù)處理促進(jìn)污泥物質(zhì)的溶解和水解，水熱反應(yīng)過(guò)程的高溫高壓環(huán)境有效地破壞污泥絮體和微生物細(xì)胞壁。污泥的粒徑大幅變小，粘度下降達(dá)96%~99%，表現(xiàn)出良好的流動(dòng)性。從表2可知各地水熱泥在最高OLR下的VS產(chǎn)氣率也明顯高于原泥在最低OLR下的產(chǎn)氣率，OLR的提升可以實(shí)現(xiàn)厭氧反應(yīng)器的減容，圖8展示了各地污泥水熱后在不同OLR下進(jìn)料相對(duì)于原泥OLR為1.5g/(L•d)的減容率，在近似的OLR下，不同污泥厭氧反應(yīng)器減容效果相近。水熱后可節(jié)省反應(yīng)器容積38%~71%。
三、結(jié)論
(1)同等水熱溫度處理下，污泥粘度、氨氮質(zhì)量濃度、pH值受污泥 >
(2)各種污泥的VS產(chǎn)氣率隨OLR的提高均無(wú)顯著性變化，但運(yùn)行情況存在差異。100%生活污水經(jīng)A2/O工藝得到的污泥厭氧消化產(chǎn)氣性能較好，最高VS產(chǎn)氣率可達(dá)675mL/g，幾乎是其他污泥產(chǎn)氣率的2倍。
(3)不同污泥在水熱預(yù)處理后的厭氧消化產(chǎn)氣性能均明顯提升，但受污泥自身產(chǎn)氣性能影響，增加比例差異較大，北京、上海、山東三地污泥VS產(chǎn)氣率增加25.2%~69.8%，由于廣西污泥為純剩余污泥，水熱處理后VS產(chǎn)氣率增加高達(dá)101.6%~133.8%。然而，不同 >
(4)水熱預(yù)處理后污泥流動(dòng)性變好，可實(shí)現(xiàn)厭氧消化的高濃度、高負(fù)荷進(jìn)料，反應(yīng)器減容率可達(dá)38%~71%。（ >
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