冯国红，白天添，胡 智，杨 磊

（太原科技大学 环境与安全学院，山西 太原 030024）

热水解是一种污泥预处理技术，始于20世纪40年代［1］，其技术原理为：在高温高压下通过热效应促使污泥中的有机质破碎，释放出的大分子有机物进一步水解为小分子物质［2-4］。热水解技术的最佳反应温度为160～180 ℃，最佳反应时间为20～40 min［5-9］。该技术可以改善污泥的生物降解性能和脱水性能，提高后续厌氧消化系统中有机物的去除率，进而提高甲烷产量。1995年，在挪威建成了第一套热水解耦合厌氧消化污水处理系统，随后该系统在其他国家亦相继建成，且在欧洲应用最为广泛［10］。目前，热水解技术已应用20多年，并且开展了大量的实验室研究和工艺现场研究，但目前关于该技术的综述鲜有报道。

本文阐述了热水解对污泥物理特性（包括流变特性和脱水行为）以及污泥氨氮浓度及厌氧消化反应性能的影响，同时介绍了热水解对污泥处理工艺所需能量的影响，旨在为热水解预处理技术的广泛应用提供理论依据。

1 热水解对污泥物理特性的影响

1.1 热水解对污泥流变特性的影响

污泥属于非牛顿流体，具有剪切变稀及触变特性，在高剪切速率下其流动行为与触变胶体相近，而在低剪切速率下表现出固体的特性和黏弹特性［11-15］。热水解预处理能够使污泥的网状絮体结构解体，固相中的有机物溶解，导致污泥的流变特性发生显著变化。

目前热水解预处理对污泥流变特性的影响研究较多，主要包括热水解对污泥黏度、屈服应力及黏弹特性的影响。大部分研究指出，热水解预处理能够显著降低污泥黏度，削弱污泥的固相特性，导致热水解污泥的非牛顿流体行为减弱［16-19］。FENG等［7，18］研究发现：当热水解温度升至120 ℃ 时，污泥黏度从未经热 处理时的264 mPa·s降至21.6 mPa·s；当热水解温度升至170 ℃ 时，污泥黏度降至3.16 mPa·s；随后再升高温度污泥黏度基本不变。同时，随着热水解温度的升高，污泥的流动行为更接近于牛顿流体；当热水解温度升至170 ℃时，表征流动特性的流动指数从0.3显著升高至1.0，稠度系数（极限黏度）从5.900 Pa·s降至0.002 Pa·s。在相同的热水解温度下，随着热水解时间的延长，污泥黏度和稠度系数逐渐降低；当热水解时间超过40 min时，下降趋势变缓。同时随着热水解温度的升高，表征污泥固相特性的弹性模量显著下降［17］，对于固含量（w，下同）为7%的污泥，当热水解温度升至140 ℃时，弹性模量由700 Pa降至100 Pa［20］。

热水解可提高污泥流动性的原因主要归结于以下两个方面：1）热水解后污泥中的自由水以不可逆的方式显著增加，降低了污泥悬浮液系统的黏度；2）随着热水解温度的升高和热水解时间的延长，污泥中微生物的细胞壁和细胞膜遭到破坏，胞内有机物如蛋白质、碳水化合物、脂类等被释放，导致污泥固相特性降低。

另外，热水解污泥冷却至室温后，其屈服应力和黏度均比未热处理污泥小很多［7，21-22］，表现出不可逆的特性，此现象被称为“热历史”。产生上述现象的主要原因为热水解过程中污泥组分的溶解和蛋白质不可逆的热变性。热水解污泥流动性的改善有利于提高后续厌氧消化的负荷，降低污泥的输送成本。

1.2 热水解对污泥脱水行为的影响

无论采用何种脱水方式，热水解均能显著提高脱水泥饼的固含量［7，23-28］。有研究指出，当活性污泥中的胞外聚合物（EPS）浓度较低时，进一步提高EPS浓度有助于减少污泥中的细小颗粒，有利于污泥絮体之间形成架桥，进而改善污泥的脱水特性。然而当污泥絮体形成后，继续增加EPS浓度将恶化脱水性能，最佳EPS浓度为30～40 mg/g（SS）［22］。热水解后，EPS破碎，组成EPS的多糖、蛋白质等大分子发生水解，使得污泥的黏度下降，自由水含量增加，颗粒硬度增加。与原污泥相比，热水解污泥更接近于无机悬浮体系，因此热水解污泥在过滤过程中形成的滤饼压缩性降低，渗透率提高，污泥过滤性能得到改善。FENG等［6］研究发现：经170 ℃、60 min热水解后，污泥的过滤比阻从4.6×1013m/kg降至2.8×1012m/kg；滤饼固含量从原污泥的28%增至67%，表征压榨脱水特性的压榨曲线与无机颗粒悬浮系统类似；但当热水解温度低于120 ℃时，污泥脱水性能基本未得到改善；高于170 ℃时，脱水特性增幅不再显著。MA等［29］亦指出：120 ℃为改善污泥脱水特性的门槛温度，经180 ℃、30 min热水解后，离心脱水后污泥固含量由原污泥的16%增至40%。因此只有较高温度的热水解预处理才有利于污泥脱水，但是温度过高，能量需求增加；且过高的温度会增加难降解有机物的含量，不利于污泥的后续处理，适宜的热水解温度为160～180 ℃。

另外，热水解工艺在污泥处理系统中的位置亦对污泥脱水性能有所影响，热水解工艺置于消化后、脱水前比置于消化和脱水前对脱水效果的改善更加显著，具体影响机理有待进一步深入研究。

2 热水解对氨氮及污泥厌氧消化的影响

2.1 热水解对氨氮的影响

污泥中的氮主要以蛋白质形式存在，热水解过程中蛋白质发生水解，氮元素最终转化为氨离子和游离氨（称为氨氮）［30-31］，因此热水解对污泥中的氨氮浓度具有显著正作用。乔玮等［32］指出：固含量为7%和9%的污泥，经170 ℃、20 min热水解后，氨氮质量浓度为900～1 200 mg/L；固含量为13%的污泥，热水解后氨氮质量浓度超过1 500 mg/L。程瑶等［33］发现，经165 ℃、50 min热水解后，原污泥（固含量为10 %）中可转化为氨氮的蛋白质、氨基酸等含氮物质已基本转化为氨氮，氨氮质量浓度由原污泥的200 mg/L增加至1 260 mg/L。

2.2 热水解污泥中氨氮对厌氧消化的影响

氨氮是限制厌氧消化反应速率的主要抑制物之一，是消化反应器设计时需要考虑的主要因素。然而， GURIEFF等［34］研究发现，氨氮质量浓度高达2 900 mg/L时（pH=7.8），并未对厌氧消化产生抑制作用，达到4 000 mg/L时亦未发现其对消化速率的限制［25］。MCCARTY等［35］指出，对消化起抑制作用的是游离氨而非氨氮浓度，当游离氨质量浓度超过150 mg/L时，能够抑制沼气的产生。CHEN等［36］认为，当氨氮质量浓度分别为1 500，2 500，3 000 mg/L、游离氨质量浓度分别为56，180，266 mg/L时，沼气产量并未出现显著差异，对消化产生抑制作用的自由氨质量浓度为620 mg/L。DUAN等［37］对含固量20%的城市污泥的厌氧消化过程进行研究，发现游离氨对消化产生的抑制作用更为突出，当游离氨质量浓度大于600 mg/L时沼气产量显著下降，此时总氨氮质量浓度约4 000 mg/L，与CHEN等［36］的结论基本一致。LAY等［38］认为，对于高固含量污泥的热水解耦合消化工艺系统，当氨氮质量浓度介于1 670～3 720 mg/L时，影响沼气产量的是氨离子浓度而非游离氨。

综上所述，氨氮对厌氧消化的影响作用说法不一，可能因为外界条件（包括pH、菌群、温度以及培养液等）不同，故仅考虑氨氮浓度对厌氧消化的抑制作用，略显片面。另外，在研究氨氮对厌氧消化的抑制作用时，不能一概而论，对于不同的厌氧消化系统，产生抑制作用的氨氮浓度门槛值亦可能不同。

2.3 降低热水解污泥中氨氮对厌氧消化影响的措施

为降低氨氮对厌氧消化过程的影响，消化前应对热水解污泥进行稀释。通常，对初沉污泥和活性污泥均进行热水解的污水处理厂，进入厌氧消化反应器的污泥固含量控制在10%左右较为合适。然而由于活性污泥的氨氮含量较高，故仅热水解活性污泥的厌氧消化系统，其污泥固含量应有所降低［39］。降低氨氮对厌氧消化抑制作用的方法有以下两种。

（1）降低消化停留时间。耦合热水解的厌氧消化最佳停留时间较不存在热水解工艺的时间短，最佳停留时间为大部分多糖和脂类物质降解而蛋白质未降解时所需的时间，通常为10～12 d，消化时间的延长将导致氨氮浓度及碱度的增加，而对产气量的影响不大［27，40］。

（2）降低厌氧消化温度。温度升高，氨氮浓度增加，因此要尽量降低消化温度。厌氧消化与热水解耦合时，其操作温度大都维持在40 ℃；未耦合热水解时，厌氧消化反应可降为典型的中温消化，消化温度基本维持在33～35 ℃，氨氮浓度可降低25%～30%。

氨氮浓度对沼气产量抑制作用的显著性不及污泥性质、污泥流变特性等其他因素，对热水解污泥进行稀释以降低氨氮毒性仍是目前厌氧消化反应器的一种保守设计方案［25］。

3 热水解对污泥处理工艺能量需求的影响

热水解预处理能够改善污泥的生物降解性，提高污泥的流动性，进而提高污泥的厌氧消化能力和沼气产量，但同时该技术自身所需的辅助能量较高，对整个污泥处理工艺所需能量的影响较复杂。

3.1 影响热水解技术自身能量需求的因素

热水解预处理通常采用一定压力的饱和蒸汽对污泥加热至所需温度，在热作用下促使污泥中固相物质溶解、絮体破碎和有机物水解，因此降低热水解温度及缩短热水解时间能够有效降低该技术的能量需求。然而降低热水解温度和缩短热水解时间不利于后续的厌氧消化和污泥脱水。

在热水解过程中，降低污泥中的水分含量，有利于降低热水解预处理的能量需求。XU等［41］研究发现：当污泥的固含量为15%～18%时，热水解所需能量最低；随着污泥固含量的增加，传热阻力增大，导致热水解所需能量增加。PANTER［42］研究发现：热水解过程所需能量与污泥固含量呈指数关系递减；当污泥固含量从1%升高至5%时，所需蒸汽量急剧减小；当污泥固含量超过5%时，所需蒸汽量的降幅变缓；当污泥固含量超过17%后，所需蒸汽量基本不变。因此，为降低污泥热水解所需能量，应将污泥固含量控制在15%～18%。

3.2 热水解对污泥处理系统能量需求的影响

在污水处理厂中，热水解预处理所需能量主要来源于两种方式：1）利用沼气或天然气直接加热锅炉产生的蒸汽；2）利用热电联产的余热加热蒸汽锅炉产生的蒸汽。污水处理厂热电联产工艺流程见图1［43］。首先对活性污泥或初沉污泥进行浓缩并均匀混合，随后在热水解反应器内对其进行热水解，进而提高沼气产量；经热水解的污泥进入厌氧消化反应器以水解污泥中的有机物并产生沼气；随后将沼气输送至燃气涡轮发动机发电，同时余热用于生产热水解所需蒸汽以及维持厌氧消化所需温度。影响污泥处理系统所需能量的因素较多，主要包括：热电联产系统的结构、效率；沼气生产工艺；厌氧消化反应器的类型、温度、停留时间；污泥性质以及热处理工艺［23］。本文简要介绍污泥性质和热处理工艺对污泥处理系统能量需求的影响。

图1 污水处理厂热电联产工艺流程

3.2.1 污泥性质对污泥处理系统沼气产量的影响

热水解预处理对污泥处理系统能量需求的影响也可采用热水解与厌氧消化耦合系统产生的沼气量来衡量。由于初沉污泥的生物降解性能优于活性污泥，因此对于等量未经热水解预处理的初沉污泥和活性污泥，初沉污泥的沼气产量较高。虽然热水解均能提高二者的降解性能，提高沼气产量，但同时对二者进行热水解，导致该技术自身的能量需求增加，沼气产量与热水解本身的能量需求之差称为净产能。为获得最佳的净产能及沼气产量，许多学者开展了确定热水解工艺系统中初沉污泥与活性污泥最佳配比的研究。

BARBER［44］针对年处理量为10 kt 干固相污泥的热水解系统展开研究，得出污泥性质对净产能的影响较大。对初沉污泥和活性污泥均进行热水解的系统，随着初沉污泥比例的提高，净产能逐渐增加，当初沉污泥比例增至70%时，净产能最大；随着初沉污泥比例的继续增加，净产能下降。只针对活性污泥进行热水解的系统，随初沉污泥比例的提高，净产能亦逐渐增大，初沉污泥比例约30%时，净产能最大；继续增加初沉污泥含量，净产能显著下降。另外，两种不同系统的最大净产能相近，前者略逊于后者。然而一些研究指出，即使不对初沉污泥进行热水解，系统的沼气产量只轻微下降5%～7%［24-25，45-47］。且只针对活性污泥进行热水解可显著减小热水解装置体积，产生的沼气量足以提供热水解所需蒸汽，而无需辅助燃料。因此综合考虑热水解工艺的能量需求及污水处理厂厌氧消化反应器投资，可采用仅对活性污泥进行热水解，而并不对初沉污泥进行热水解的工艺，这亦是欧洲目前普遍采用的工艺。

对生物降解性能较差的污泥，通常需要二级消化，为降低污泥处理系统的能量需求，可将热水解工艺置于第一级厌氧消化的下游、第二级厌氧消化的上游。Mill［46］的中试研究表明，上述系统中沼气产量达到503 Nm3/t（以每吨干固相计），与将热水解置于两级消化之前的工艺相比增幅超过10%。目前，该工艺应用效果良好［34］。然而，由于热水解工艺在整个污泥处理系统中位置的改变而引起的沼气产量的变化以及由于其他操作条件的改变对消化性能的影响较为复杂［48］，因此需采用夹点技术对热水解-消化工艺系统进行能量衡算。夹点技术的应用将成为污泥处理系统的里程碑，是值得深入研究的发展方向。

3.2.2 热水解对污泥处理系统能量需求的影响

尽管热水解技术提高了沼气产量，然而对于厌氧消化和热电联产耦合的热水解污泥处理工艺，其辅助的能量需求较高，净产能较低。但值得注意的是，热水解对污泥处理系统下游的能量需求影响亦较为显著。

基于厌氧消化性能及污泥脱水效果，学者们分析了热水解耦合消化对后续污泥干燥过程所需能量的影响。研究指出，将含水率75%的原污泥（未经消化和热水解处理的污泥，含1 t 干固相），干燥至含水率5%时，所需能量约2 042 kWh；对原污泥进行热水解与厌氧消化耦合处理后，污泥中的干固相由1 t 降为0.565 t，脱水泥饼的含水率由75%降至66%，致使后续干燥过程所需能量从原污泥所需的2 042 kWh降至780 kWh［49-50］。可见，热水解预处理耦合消化工艺系统不仅能提高沼气产量同时能显著降低后续污泥干燥过程的能量需求。

污水处理厂的实际运行结果亦表明，热水解技术的应用显著降低了下游污泥处理工艺的能量需求。爱尔兰都柏林一污水处理厂原计划将干燥设备扩建300%，热水解系统的投用反而使干燥设备的体积减小了50%［51］。在英国，热水解技术主要用于减小甚至代替污泥干燥设备［50，52］。同时，热水解技术使得污泥的体积减小，脱水性能提高，进而提高了后续焚烧设备的生产能力，降低了操作成本［41，53-54］。另外，由于热水解促进污泥中有机固相溶解，导致脱水泥饼的有机物含量降低，表面看泥饼燃烧时产生的燃烧热下降，然而，由于污泥脱水性能的改善，使得脱水泥饼含水率大幅降低，由未经热水解污泥的70%降至热水解污泥的50%，脱水性能的改善使得脱水泥饼的热值与褐煤相近，无需辅助燃料或很少辅助燃料即能燃烧［55］。

热水解技术的成功应用有利于污泥处理系统包括厌氧消化、污泥输送、机械脱水及后续干燥等工艺的节能降耗；同时可产生沼气能源，机械脱水后的泥饼亦可作为燃料。然而对于采用不同工艺的污水处理厂，热水解耦合厌氧消化及整个污泥处理系统的具体实施稍有差异，需要针对具体污泥性质采取相应的处理系统。

4 结语及建议

热水解预处理技术优势归纳如下：1）热水解预处理技术最适用于含高浓度糖类和高浓度蛋白质的物系，脂类对热水解过程的影响不大，故热水解适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，其热水解过程将产生更多的挥发性脂肪酸，因此对初沉污泥进行热水解适用于获得反硝化碳源。2）热水解改变了污泥的流变行为，使其从非牛顿流体转变为近似牛顿流体，提高了后续消化的负荷，同时显著提高了污泥的脱水性能。3）热水解耦合厌氧消化技术产生的沼气量与热水解技术本身所需的能量基本平衡。热水解技术能够降低整个污水处理厂的能量需求，在于其提高了脱水泥饼的固含量，降低了后续污泥的运输成本和干燥成本。世界各地采用热水解预处理技术的目的存在一定差异，但最基本的宗旨为：提高消化反应器负荷；提高污泥的脱水能力，降低下游污泥的干燥成本和其他操作成本；提高厌氧消化过程中沼气的产量，实现资源化利用。

虽然热水解技术优势众多，但仍存在一些不足。目前热水解技术主要研究方向为：1）采用化学破胶剂及其他辅助技术以降低热水解温度；2）为提高热水解效率，优化下游厌氧消化的工艺结构；3）研究热水解技术对污泥热动力学的影响机理；4）开发标准化的程序和测试方法以便于更好地比较不同学者的研究成果。