污泥热水解技术的发展及应用-2003

　　　中国给水排水

2003Vol.19　　　　　　　　　　CHINAWATER&WASTEWATER　　　　　　　　　　No.10

污泥热水解技术的发展及应用

王治军1,　王　伟1,　李芬芳2

(1.清华大学环境科学与工程系,北京100084;2.中南大学化学化工学院,湖南长沙410083)

　　摘　要:　总结了热水解技术在污泥处理中的工业应用和研究现状。热水解技术在20世纪30年代开始用于改善污泥脱水性能,70取反硝化碳源和活性污泥工艺中的污泥减量研究。　　关键词:　污泥;B文章编号:1000-4602(2003)10-0025-03　　热处理(thermaltreatment)是一种高效的污泥预处理技术,在20世纪70年代以前,热水解主要用于改善污泥的脱水性能,70年代末开始用于提高污泥的厌氧消化性能,90年代以后被用于获取反硝化碳源和基于隐性生长的污泥减量研究。

1　改善污泥的脱水性能

性强,实际上并没有成功运行[3]。

90年代中期开发了快速热调节法(Rapidther2malconditioning,简称RTC)。RTC利用高压蒸汽

将污泥快速升温至200～220℃,处理时间仅为10～30s。污泥经过处理后微生物细胞被破坏,有机物水解,病原菌被杀灭,污泥的脱水性和厌氧消化性能都得到提高[4]。Zheng等根据小试结果进行了经济分析,认为若将RTC与现有的污泥厌氧消化工艺结合,污泥处理费用将降低24%～36%[5],但至今没有工业化应用的报道。

2　提高污泥的厌氧消化性能

早在1939年热水解就在英国的哈利法克斯工业应用。到20世纪60年代末,全世界大约有30套Porteous污泥处理设施。1954年Zimpro工艺在英

国工业应用,然而由于热水解带来的臭气、高浓度的水解液、腐蚀以及运行中易堵塞等缺陷,这两种工艺在70年代逐渐被淘汰。随后,Zimpro公司将前两

种工艺有机结合,开发出低压氧化工艺(LowPres2sureOxidation,简称LPO),降低了操作温度(

污泥的脱水性能,因此有机物的氧化率较低(15%～20%)。目前仍然还有少量LPO工艺在运行。

在20世纪70年代以前,对于污泥热水解后的水解液而言,由于含有高浓度的有机物,通常是采用长时间的曝气处理,处理费用高。随后的研究发现,热水解能有效提高污泥的厌氧消化性能,提高后续厌氧消化系统的有机物去除率、增大甲烷的产气量,也能显著改善污泥的脱水性能,污泥经过“热水解—厌氧消化”处理后再离心脱水可得到固体含量为40%～50%的泥饼,大大减少了污泥的体积。

从80年代中期起,人们开始在热水解过程中加

2]

入辅助药剂来降低热水解温度[1、,常用药剂有酸(如HCl、H2SO4)和碱[如NaOH、KOH、Ca(OH)2、

经过近20年的研究“,热水解—厌氧消化”工艺开始工业化应用。1997年挪威的Cambi公司将其开发的Cambi工艺成功地用于挪威Hammer污水处

Mg(OH)2],通常热水解的温度

艺为Synox和Protox,但由于药剂的费用高和腐蚀

　　基金项目:国家高技术研究发展计划(863)项目(2002AA644010)

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理厂,1999年在伦敦的泰晤士水厂和在苏格兰、爱尔兰相继应用。Cambi工艺和传统的厌氧消化工艺相比,将COD的去除率从40%提高到59%,同时可节省50%的消化池容积,系统的净剩余能量增大了20%[6]。因此,热水解集提高污泥的厌氧消化性能和改善脱水性能于一体,基于这种优势,Cambi工艺实现了污泥的资源化和末端减量化。

3　获取反硝化所需的碳源

1.8mg/L[10]。

对于大多数污水处理厂来说,进水中的碳源是脱氮的限制性因素,因此在反硝化脱氮系统中需要额外投加碳源(如甲醇)。C1～C5混合的挥发性脂肪酸最适合作为脱氮的碳源,在20℃时它们的反硝化速率为0.36gNO3-N/(gVSS・d),物质时反硝化速率为0.18gNO3-(d)[7]1C5为了提高水解液在反硝化脱氮过程中的利用

率,Shanableh还将污泥进行水热处理来最大程度地

12]

获取有机酸[11、。在不使用氧化剂的情况下,当反应温度在250℃时可得到最大浓度的SCOD和VFA,此时VFA中的乙酸占50%～60%。如果使用氧化剂(H2O2),随着反应温度的提高和H2O2剂量的增大,VFA浓度也增大,VFA占SCOD的50%以上,乙酸在VFA中的比例在60%～100%间变化。

4　实现污泥减量

世纪,(。由于活性污、,故对其,其中包括降低细菌合成的解偶联技术、微小动物的食物链强化技术、提高污泥龄技术和微生物的隐性生长技术。剩余污泥先经过细胞溶化处理,然后返回曝气池作为基质被其他微生物利用,这种基于细胞溶解产物的生长方式称为隐性生长[13]。由于微生物的隐性生长,剩余的活性污泥量大大减少。

热水解不仅可以实现污泥的细胞溶解,而且污泥热水解后形成的中间产物更适合作为微生物生长的基质,Rocher等研究表明:污泥在pH值为10和热水解温度为60℃的条件下处理20min时细胞溶解和生物降解最稳定,污泥产率是常规活性污泥法的38%～43%[14]。Canales等在膜生物反应器(MBR)处理生活污水的小试研究中加入了一个热水解处理装置。研究表明,当污泥经过热水解处理(热水解温度为90℃,停留时间为3h)后大部分细胞被杀死并溶解,从而促进了微生物的隐性生长,污泥产量减少了60%,污泥产率为0.17kgMLSS/kg2COD[15]。日本由于国土狭窄,对污泥的源头减量很重视[16],在利用热水解来溶解微生物细胞时,采用高温高压热水解法[17]或低温水解法[18]均取得了理想效果。在奥田友章所研究的活性污泥处理系统中[18],曝气池的MLVSS浓度为3000mg/L、有机负荷为0.6kg/(m3・d)、水力停留时间为8h,二沉池排出的部分污泥在150℃、0.38MPa的条件下热水解60min后返回曝气池中。整个系统没有剩余活性污泥排出,和传统的活性污泥法对照系统相比,沉淀池出水的SS升高了5%,但BOD5降低了

反硝化脱氮系统可以节约外加碳源的费用,同时由于污泥热水解后脱水性能得到改善而利于脱水减量。Smith和G ransson在1992年开始进行利用热水解处理污泥来获得反硝化碳源的研究[8]。随后,Barlindhaug等将初沉污泥和二沉池污泥在160～200℃下热水解,对污泥水解液作为反硝化碳源的

可行性进行了研究。水解液的溶解性COD(SCOD)占污泥总COD的24%～32%,平均为27%,而污泥总氮在热水解过程中的溶解率为55%

～85%。SCOD、TN和VFA浓度都随着热水解温度的升高而增大。通常,当需要反硝化处理污水的

BOD5/TKN值为4～6时即认为碳源充足,而水解

液的C/N值的平均值为12.5kgCOD/kgTN。由于水解液中的氨氮占总氮的50%,如果将水解液的氨氮去除,C/N值可达21.5kgCOD/kgTN。在热水解温度为200℃的条件下,最高的C/N值为23kg2COD/kgTN,C/P值为200～600kgCOD/kgTP,这

种C/P比例对于反硝化细菌的生长有利,因此认为水解液适合于反硝化脱氮[9]。处理实际污水的小试结果表明,在不同的负荷条件下NO3-N的去除效率是水解液的含碳量和进水NO3-N量的函数,在C/N为6.9时氮的去除率>95%。脱氮过程中,水解液所有的VFA被消耗,74%的COD、50%～60%的蛋白质被利用。处理系统的最高脱氮速率为1400gNO3-N/(m3・d),出水NOx-N的最低浓度为

2003Vol.19　　　　　　　　　　　　　　　中国给水排水　　　　　　　　　　　　　　　No.1019%。利用臭氧的污泥减量技术在日本已经工业应用[19],但污泥热水解减量技术还没有工业应用的报

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5　污泥处理技术的展望

从热水解的发展和应用可以看出,污泥的热水

解最初用于改善污泥的脱水性能而实现污泥的末端减量,随后则末端减量化与资源化并重(如Cambi工艺),获取反硝化碳源的处理方式也是在资源化利用水解液的同时实现末端污泥的减量化。

基于微生物隐性生长的污泥减量技术是污泥的首端控制减量技术,因此符合时代发展的要求。此外,传统的污水处理厂将污泥作为二次污染物单独处理,在一定程度上造成重视污水处理而忽视污泥处理的局面,,,,。参考文献:

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收稿日期:2003-06-30