韓玉偉， 馬文瑾， 劉 陽， 左 壯

(1.北京工業(yè)大學 建筑工程學院， 北京 100124； 2.北京市污水資源化工程技術研究中心 北京城市排水集團有限責任公司， 北京 100044； 3.北京工業(yè)大學 北京市水質科學與水環(huán)境恢復工程重點實驗室， 北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術研究中心， 北京 100124)

熱水解對北京城市污泥厭氧消化性能影響的研究

韓玉偉1， 馬文瑾2， 劉 陽3， 左 壯2

(1.北京工業(yè)大學 建筑工程學院， 北京 100124； 2.北京市污水資源化工程技術研究中心 北京城市排水集團有限責任公司， 北京 100044； 3.北京工業(yè)大學 北京市水質科學與水環(huán)境恢復工程重點實驗室， 北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術研究中心， 北京 100124)

文章以北京城市污泥為研究對象, 通過產(chǎn)甲烷潛力批式試驗和完全混合反應器半連續(xù)小試和中試試驗，結合國內(nèi)外相關研究成果，從反應器的產(chǎn)氣能力、有機物去除能力、系統(tǒng)穩(wěn)定性和厭氧消化動力學等不同角度研究、評價熱水解對北京城市污泥厭氧消化性能的影響。結果表明，污泥經(jīng)過熱水解后揮發(fā)性懸浮有機物溶解率達到26.4%，可溶性物質比例提高； 在批式試驗和半連續(xù)試驗中，甲烷產(chǎn)率均有不同程度提升，最高達88.9%，有機物去除率均提高23%以上，同時消化系統(tǒng)穩(wěn)定性得到增強。經(jīng)厭氧消化動力學分析，復雜有機物的水解速率提高了37.2%，最大基質利用率提高了27%。

污泥； 熱水解； 厭氧消化； 反應器運行評價

污泥中大部分有機物以固體形式存在，主要集中在微生物細胞中，由于細胞壁和細胞膜的天然屏障作用，水解酶對有機物的水解速率很低，造成水解成為整個厭氧消化中生物降解的控制步驟[1]。傳統(tǒng)厭氧消化處理工藝存在停留時間長，反應器體積過大，消化效率低等問題，為解決這些問題，諸多學者提出多種預處理方法促進污泥水解，包括熱水解預處理、堿處理、超聲波預處理、酶處理和機械破碎等[2-4]，其中熱水解預處理受到廣泛關注。通過加熱可破壞微生物的細胞壁，將細胞內(nèi)蛋白質等有機物釋放，改善污泥厭氧消化性能[5-6]。

王治軍[1, 5]等研究發(fā)現(xiàn)熱水解的最佳處理條件為170℃，30 min。Bougrier[7]發(fā)現(xiàn)熱水解最適宜條件為160℃～180℃下反應30～60 min，甲烷產(chǎn)量能夠提高40%～100%。馬俊偉[8]等通過產(chǎn)甲烷潛力(Biochemical methane potential，BMP)試驗，考察了熱水解處理后高含固率污泥厭氧消化性能的變化，結果顯示含固率9%時污泥沼氣產(chǎn)率最高。威立雅公司開發(fā)了Biothely和ExelysTM兩種熱水解工藝，并在意大利和丹麥等國家開始應用[9-10]； 挪威Cambi公司推出以熱水解為核心的CambiTM高級污泥厭氧消化技術，在英國等地得到應用[11]。但目前國內(nèi)能夠穩(wěn)定運行的熱水解工程未見報道。

污泥種類和來源是影響熱水解效果的重要因素，行業(yè)、地區(qū)、處理工藝等都會對熱水解的預處理效果和后續(xù)厭氧消化產(chǎn)生影響[6-7]。對于市政污泥，最佳熱處理溫度為165℃～180℃[6]，在170℃下進行熱水解時，剩余活性污泥的有機物溶出率達40%～60%，而初沉污泥僅為20%～30%[12]。不同種類污泥具體參數(shù)難確定[7]。Bougrier[7]比較了不同污水廠污泥在相同條件下熱水解后發(fā)現(xiàn)，蛋白質和碳水化合物的溶解率存在較大差別。在國內(nèi)，因水質、處理工藝等原因，各地區(qū)水廠的污泥泥質存在較大差異，在特定水廠中熱水解能否取得理想的處理效果尚需進一步研究[6, 13]。筆者試驗針對北京某一個大型污水廠污泥，通過厭氧消化半連續(xù)小試和中試試驗，系統(tǒng)研究污泥熱水解過程中固體物質的變化規(guī)律，熱水解—厭氧消化組合工藝對傳統(tǒng)厭氧消化工藝的優(yōu)勢，為今后熱水解技術在北京地區(qū)的應用提供參考。

1 方法與材料

1.1 污泥熱水解試驗

試驗所用污泥為北京某大型污水廠的脫水泥餅，含水率在80%～85%之間，泥餅中含有初沉污泥和剩余污泥，其有機物含量在夏季和冬季波動較大，厭氧消化小試試驗選用冬季污泥，VS/TS接近70%，中試試驗選用夏季污泥，VS/TS在53%左右。該水污水廠采用A2/O工藝，設計處理能力為100萬m3·d-1，系統(tǒng)流域面積96km2，服務人口240萬人，匯集北京市南部和東部等地區(qū)的大部分生活生產(chǎn)污水。

熱水解裝置主體結構由不銹鋼制成，具有良好的抗腐蝕性和密封性，其中反應罐有效容積120 L。使用時先將含水率在85%左右的脫水泥餅用螺桿泵打入勻漿罐，進行預熱和攪拌； 之后再打入熱水解反應罐，用蒸汽加熱至170℃，維持30 min； 之后經(jīng)過閃蒸，污泥進入儲料罐冷卻，整個熱水解過程完成，詳細描述可參考周穎君文章[14]。

分析熱水解前后污泥總固體(TS)、揮發(fā)性固體(VS)、懸浮固體(SS)、揮發(fā)性懸浮固體(VSS)、溶解性化學需氧量(SCOD)、總化學需氧量(TCOD)、揮發(fā)性脂肪酸(VFA)等指標的變化，用VSS溶解率，SS溶解率，SCOD溶解率來表征熱水解過程中物質由固相向液相轉化的程度[8]。

1.2 BMP試驗

裝置如圖1，用血清瓶模擬厭氧消化反應器，水箱中裝有3 mol·L-1的NaOH溶液，恒溫水浴鍋溫度設定為37℃，用量筒收集和計量甲烷氣體的體積。以熱水解污泥和未熱水解污泥作為基質分別進行BMP試驗，接種泥與基質的VS比例為2∶1。接種污泥為培養(yǎng)兩個月的厭氧消化污泥，在試驗前對其進行2 d的饑餓處理，避免種泥產(chǎn)氣量過大對試驗結果造成影響。血清瓶中放入轉子，每隔8 h用電磁攪拌器攪拌5 min，每天記錄一次甲烷產(chǎn)量。

圖1 BMP試驗裝置示意圖

1.3 半連續(xù)厭氧消化試驗

筆者研究中半連續(xù)厭氧消化試驗包括小試和中試試驗。試驗接種泥取自該污水廠運行中的消化池，種泥性質見表1。

表1 種泥性質

1.3.1 小試試驗

厭氧消化的小試試驗裝置為完全混合式玻璃反應器(completely stirred tank reactor，CSTR)，反應器體積和有效體積見表2； 采用水浴加熱，每日固定時間進出泥各一次； 將熱水解污泥和未熱水解的污泥含固率調整到9%左右進入?yún)捬跸磻鳎瑪嚢璺绞綖殚g歇性機械攪拌，每2 h攪拌1 h，轉速為200 r·min-1； 產(chǎn)氣自反應器頂部排出，由長春汽車濾清器廠產(chǎn)的LMF-2型濕式防腐氣體流量計計量產(chǎn)氣量，每天記錄一次。反應器編號為R0，R1，R2，TH1，TH2，具體運行條件見表2。

1.3.2 中試試驗

厭氧消化中試試驗反應器有效容積200 L，材質為不銹鋼，外壁用保溫膜包裹，通過溫控儀來控制反應器內(nèi)的溫度保持在37℃±1℃的中溫條件下； 熱水解污泥和未熱水解的污泥經(jīng)破碎機打碎攪勻，控制含固率在9%左右，通過螺桿泵打入反應罐，每日固定時間進出泥各一次； 攪拌方式為間歇性機械攪拌，每30 min攪拌5 min； 熱水解污泥和未熱水解的污泥在水力停留時間(HRT)為20 d下進行厭氧消化。

表2 厭氧消化運行參數(shù)

1.4 檢測方法

TS，VS，SS，VSS：稱重法[15]； pH值：Orion868型pH測定儀測定； 堿度：電位滴定法[15]； TCOD和SCOD：重鉻酸鉀法[15]； VFA，氣體組分：氣相色譜法[14-16](兩項均采用日本島津GC-2010A氣相色譜儀測定，每個樣品均設置3個平行樣。VFA檢測采用氫火焰離子化檢測器(FID)和RTX-1毛細管色譜柱，進樣口、柱溫和檢測器溫度分別為250℃，60℃和250℃，載氣、燃燒氣和助燃氣分別為氮氣、氫氣和空氣，主要監(jiān)測乙酸、丙酸、異丁酸、正丁酸、異戊酸、正戊酸六種物質的含量； 氣體組分檢測采用熱導檢測器(TCD)和RT-Qplot氣相色譜柱，進樣口、柱溫和檢測器溫度分別為200℃，60℃和200℃，載氣為氫氣； 氨氮：滴定法[15]； 總氮：紫外分光光度法[15]。

2 結果與討論

2.1 熱水解過程中固體物質的變化

假設在熱水解過程中TS總量不會發(fā)生變化，對熱水解后污泥的TS，VS，SS，VSS進行修正[14]，具體數(shù)據(jù)見表3。污泥熱水解后SS溶解率為17.5%，VSS溶解率為26.4%，揮發(fā)性溶解性固體(VDS)由6.19 g·L-1提高到21.6 g·L-1，VDS/VS比值由9.46%提高到33.12%，熱水解后可溶性物質提高幅度較大。馬俊偉[8]發(fā)現(xiàn)在熱水解170℃，30 min條件下不同濃度污泥的VSS水解率均接近45%； 周穎君[14]在實驗室規(guī)模的研究中發(fā)現(xiàn)剩余污泥的VSS溶解率為27.5%，在中試規(guī)模的研究中發(fā)現(xiàn)果蔬、餐廚垃圾和市政污泥混合物經(jīng)熱水解后VSS溶解率達到38.3%，VDS/VS比值由19%提高到48%。Bougrier[7]發(fā)現(xiàn)在熱水解溫度超過150℃時，5座水廠的污泥的VSS溶解率均超過43%，熱水解溫度在170℃～190℃時，有3種污泥的VSS溶解率達到40%～60%，2種污泥達到75%～80%。試驗污泥固體有機物的溶解率與周穎君結果相近，比Bougrier偏低，原因可能是特定污泥所含的碳水化合物、蛋白質和脂類等物質組成結構不同，而不同物質的水解速率存在較大差異。

熱水解前后污泥中SCOD/TCOD比值由9%提高到35.2%，表明熱水解過程中大量的COD由固相轉化為液相。乙酸/VFA和VFA/SCOD能夠表征污泥液相中易生化降解物質的比例，試驗發(fā)現(xiàn)熱水解后VFA的總量由2646 mgCOD·L-1提高到9197 mgCOD·L-1，提高了2.5倍，其中乙酸占到VFA的30.4%，VFA/SCOD達到21.3%。在相近條件的研究中，在馬俊偉[8]的研究中乙酸占到30%以上，VFA/SCOD為19.4%，王治軍[1]的研究發(fā)現(xiàn)乙酸占50%以上，VFA/SCOD在30%～40%之間。乙酸是有機物分解重要的中間產(chǎn)物，也是產(chǎn)甲烷菌最容易轉化為甲烷的物質，一般約有65%～70%的甲烷是由乙酸分解產(chǎn)生的[13]，乙酸含量越高表明熱水解后產(chǎn)物越有利于后續(xù)甲烷菌利用。

表3 熱水解前后固體物質變化

2.2 厭氧消化

為縮短反應器啟動時間，試驗初期所有反應器進泥均為熱水解泥，HRT=30 d，進泥含固率在10%左右。經(jīng)過一段時間啟動，反應器待產(chǎn)氣穩(wěn)定后分別進不同種類污泥，按表2條件運行。

2.2.1 熱水解對厭氧消化效果的影響

甲烷產(chǎn)率和有機物去除率是衡量厭氧消化效果的重要指標。在小試中，從表4中可以看出，HRT為16.4 d和13 d時，熱水解泥比未熱水解泥甲烷產(chǎn)率分別提高了40.9%和32.7%，HRT為13 d的熱水解泥的甲烷產(chǎn)率也比HRT為20 d的未熱水解泥要高出24.8%。中試試驗中，甲烷產(chǎn)率從0.18 LCH4·g-1VSadded提高到0.34 LCH4·g-1VSadded，提高了88.9%。表5中列舉部分學者相似條件下的研究結果，比較發(fā)現(xiàn)，熱水解后甲烷產(chǎn)率或者沼氣產(chǎn)率提高幅度均在45%以上，最高可提高100%[20]，這與筆者研究中試試驗結果相近，而小試試驗產(chǎn)氣提升幅度相對較低，在40%以下，原因可能是表中所列試驗污泥多為剩余污泥，而小試所用污泥為混合污泥，其中含有部分初沉污泥，有研究表明熱水解對初沉污泥產(chǎn)氣的提升效果較差[12]。小試甲烷產(chǎn)率的提升幅度小于中試，同時甲烷產(chǎn)率數(shù)值整體要高于中試，原因可能是中試所用污泥為水廠夏季污泥，其有機物含量偏低，相對更難以消化，熱水解的預處理作用得到凸顯。

半連續(xù)試驗中，在相同條件下，熱水解泥的有機物去除率比未熱水解泥提高了23%以上，未熱水解污泥在HRT為20 d時有機物去除率最高，為32.6%，仍低于熱水解泥在HRT=13 d時的去除率。批式試驗中，去除種泥中有機物消耗的影響，熱水解泥和未熱水解泥分別做基質時有機物的去除率分別為54.4%和45.2%，提升幅度與半連續(xù)試驗基本一致。

2.2.2 熱水解對系統(tǒng)穩(wěn)定性的影響

pH值，VFA，堿度，VFA/堿度和氨氮濃度可以用來評價厭氧消化系統(tǒng)穩(wěn)定性。從表4看出，熱水解泥消化時pH值和堿度明顯較高，未熱水解的污泥pH值在7.58～7.64之間，熱水解泥在7.82～7.85間； HRT為16.4 d，13 d下熱水解泥消化時堿度比未熱水解泥高出40.4%和39.6%。隨著HRT的縮短，VFA顯著增多，在R2時達到最高1267 mg·L-1，表明此階段消化并不徹底； 相同條件下，TH1, TH2反應器的VFA濃度比R1, R2減少50%，中試試驗中熱水解泥反應器中VFA也減少了31%，表明熱水解泥的厭氧消化過程更充分； 中試熱水解泥反應器中VFA總量很小，說明其中復雜有機物溶解水解產(chǎn)生的簡單有機物幾乎全被甲烷菌利用。

VFA/堿度可以很好的保證反應系統(tǒng)的緩沖能力。有研究表明VFA/堿度值小于 0.4時，可以判定系統(tǒng)穩(wěn)定； VFA/堿度值介于 0.4～0.8 時，系統(tǒng)可能發(fā)生不穩(wěn)定； VFA/堿度值大于 0.8 時，系統(tǒng)表現(xiàn)出明顯的不穩(wěn)定性[23]。在所有半連續(xù)試驗中，反應器的VFA/堿度均遠小于0.4，并隨著HRT的縮短而不斷升高，在R2階段達到最高的0.165，同等條件下熱水解泥消化時均低于未熱水解泥?？梢姼邼舛鹊膲A度為厭氧消化系統(tǒng)提供了良好的緩沖能力，保證了厭氧消化系統(tǒng)有良好的抗沖擊負荷能力。

表4 穩(wěn)定期運行參數(shù)

表5 熱水解對污泥中溫厭氧消化影響的相關文獻

氨氮主要來源于含氮有機物的水解，適當濃度的氨氮可以為微生物的生長提供氮源，同時維持穩(wěn)定的pH值，但氨氮濃度過高會抑制厭氧消化過程，一般認為游離氨形式存在的氨氮是造成厭氧消化毒性的重要原因[13, 16]。游離氨濃度是氨氮, pH值與溫度的函數(shù)，見下式[17]：

式中：FAN為游離氨濃度，mg·L-1；TAN為氨氮濃度，mg·L-1；pKa為氨根離子解離常數(shù)；pH為pH值；T為溫度，°C。

有研究表明游離氨濃度在200 mg·L-1以下有利于厭氧過程的進行[24]。由表4知除了中試未熱水解泥反應器游離氨濃度為79.2 mg·L-1外，其他各反應器中游離氨濃度均大于200 mg·L-1，且熱水解泥反應器中游離氨濃度明顯高于相同條件下未熱水解泥反應器，原因可能是污泥中蛋白質等含氮有機物經(jīng)熱水解后水解產(chǎn)生了更多的氨氮，但其消化時運行穩(wěn)定，未出現(xiàn)甲烷菌受抑制情況。

2.3 動力學分析

動力學分析中的模型分析使用origin8.1進行擬合。

2.3.1 一級動力學

有機多聚物不能被微生物直接利用，必須經(jīng)水解轉化為簡單的溶解性物質，因此，水解是復雜多聚有機物厭氧降解的第一步[13]。污泥中物質組成結構復雜，其碳水化合物、蛋白質和脂類等物質組成比例在不同地區(qū)不同水廠存在較大差異，其水解速率也不同[7]。目前表達水解速率最普遍的模型為一級動力學關系式，對于穩(wěn)態(tài)的CSTR有如下函數(shù)關系[25]：

式中：Si為進泥VS濃度，g·L-1；Se為出泥VS濃度，g·L-1；Kh為水解速率常數(shù)。擬合結果見圖2，未熱水解和熱水解污泥的Kh分別為0.0258和0.0354。表6比較了不同種類的固體廢棄物的Kh值，發(fā)現(xiàn)不同固體廢棄物的水解速率差別較大，該水廠未熱水解污泥的水解速率遠低于其他廢棄物，原因可能是泥中細胞壁等細胞結構較多，嚴重降低了水解速率，而水解作為限速步驟，速率過低將降低后續(xù)厭氧消化的效率，經(jīng)熱水解處理后，其水解速率提高了37.2%，提升效果明顯。

表6 厭氧消化中Kh研究結果比較

注：a)HRT <15 d； b)HRT>15 d； c)該泥含有初沉污泥和剩余污泥； d)未熱水解預處理； e)熱水解預處理

2.3.2 熱水解對厭氧消化產(chǎn)甲烷的影響

2.3.2.1 BMP試驗模型

在對污泥的BMP試驗分析中，修正的Gompertz模型能夠很多好的評估BMP中污泥的產(chǎn)甲烷能力[14]。該方程為:

式中：BMP為生物產(chǎn)甲烷潛力，LCH4·g-1VSadded； M為累積的甲烷產(chǎn)率，LCH4·g-1VSadded； t為反應時間，d； Rmax為最大產(chǎn)甲烷速率，LCH4·g-1VSaddedd-1； λ為實驗中產(chǎn)氣的滯后時間，d，在試驗中認為是0； e是自然對數(shù)，取值2.71828。

選用上述方程進行非線性擬合，BMP和Rmax初值設定為0.45LCH4·g-1VSadded和0.1LCH4·g-1VSaddedd-1。經(jīng)擬合，結果見圖2，未熱水解污泥和熱水解泥在消化中BMP分別為0.305LCH4·g-1VSadded和0.388LCH4·g-1VSadded，最大產(chǎn)甲烷速率Rmax分別為0.0656LCH4·g-1VSaddedd-1和0.0901LCH4·g-1VSaddedd-1，擬合中相關系數(shù)R2分別為0.9765和0.9900。

圖2 累積產(chǎn)甲烷量

在開始的7 d內(nèi)，未熱水解污泥和熱水解污泥的產(chǎn)甲烷量均快速增加，且每日產(chǎn)甲烷量都在第2天達到最大，經(jīng)歷這個快速產(chǎn)氣階段后，日產(chǎn)甲烷量快速減少，試驗結束時相比未熱水解污泥，熱水解污泥的累積產(chǎn)甲烷量明顯增加。模型擬合結果顯示，熱水解泥的甲烷產(chǎn)率提高了27.2%，最大產(chǎn)甲烷速率提高了37.4%，與有機物水解一級動力學的結果基本一致，可以看出熱水解泥產(chǎn)氣量大幅提升的原因是熱水解預處理加快了有機物的水解過程。

2.3.2.2 CSTR半連續(xù)試驗模型

在Borja等[26]基質COD衡算模型的基礎上，研究采用VS為指標對半連續(xù)的小試和中試厭氧消化試驗進行物料衡算，反應器進出泥物質有如下關系[24]:

QSi=QSe+qbiogas×YS/G

式中：Q為流量，L·d-1；Si為進泥VS濃度，g·L-1；Se為出泥VS濃度，g·L-1；YS/G為比例系數(shù)，即每生成1 L沼氣需消耗的VS， gVSremoved·L-1biogas；qbiogas為沼氣日產(chǎn)氣量，L·d-1。

將上式兩端除以反應器有效體積V，而V/Q 即是HRT，可得：

對(Si-Se)/HRT與qbiogas/V進行線性擬合，斜率即為YS/G，結果如圖4，未熱水解污泥和熱水解污泥在進行厭氧消化時，YS/G分別為0.7511gVSremoved·L-1biogas和0.7007gVSremoved·L-1biogas，R2分別為0.98405與0.9983，該模型可以很好的評價反應器產(chǎn)氣性能。沼氣產(chǎn)率系數(shù)(YM/S)為1/YS/G，在污泥未熱水解和熱水解條件下，YM/S分別為1.3314Lbiogas·g-1VSremoved和1.427Lbiogas·g-1VSremoved。因為甲烷平均含量并沒有隨HRT的改變發(fā)生明顯變化，均在60%左右波動，從而求得不同條件下，甲烷產(chǎn)率分別為0.7988LCH4·g-1VSremoved和0.856LCH4·g-1VSremoved，污泥熱水解后YM/S提高了7.1%。由于未熱水解泥和熱水解泥在厭氧消化時VS去除率在27%～29%和34%～36.4%，計算得甲烷產(chǎn)率分別為0.216～0.232LCH4·g-1VSadded和0.291～0.312LCH4·g-1VSadded，熱水解后提高了約34%。甲烷產(chǎn)率略低于BMP試驗，原因是BMP試驗是在最佳條件下進行的，探究是污泥的產(chǎn)氣潛力，但兩試驗規(guī)律基本一致。

圖3 未熱水解泥一級動力學擬合圖

2.3.3 Modified Stover-Kincannon模型

Modified Stover-Kincannon模型將基質利用率表示成有機負荷(OLR)的函數(shù)，被大量學者采用用作反應器性能分析。對于穩(wěn)態(tài)CSTR，有如下函數(shù)關系[24]：

式中：KB為飽和常數(shù)，g·L-1d-1；Umax最大基質利用率常數(shù)，g·L-1d-1。

對CSTR半連續(xù)試驗數(shù)據(jù)進行擬合，結果如圖7和圖8，擬合直線斜率為KB/Umax，截距為1/Umax，經(jīng)計算，未熱水解污泥和熱水解污泥最大基質利用率Umax分別為13.57 gVS·L-1d-1和17.24 gVS·L-1d-1，可見在厭氧消化中，熱水解污泥最大基質利用率比未處理的污泥提高了27%。

圖4 熱水解泥一級動力學擬合圖

圖5 未熱水解泥(Si-Se)/HRT與qbiogas/V擬合結果

圖6 熱水解泥(Si-Se)/HRT與qbiogas/V擬合結果

圖7 未熱水解泥 Modified Stover-Kincannon 模型線性擬合結果

3 結論

北京城市污泥經(jīng)過熱水解預處理后，VSS溶解率為26.4%， VDS/VS比值由9.46%提高到33.12%，可溶性物質比例提高； VFA總量提高了2.5倍，其中乙酸/VFA為30.4%，VFA/SCOD達到21.3%，可生化性得到顯著改善； 通過一級動力學關系式擬合發(fā)現(xiàn)，未經(jīng)處理的污泥水解速率很低，熱水解后水解速率提升了37.2%，熱水解的預處理作用顯著。

半連續(xù)試驗中，相比未熱水解泥，熱水解泥小試試驗的甲烷產(chǎn)率同比提高32.7%到40.9%，中試試驗的甲烷產(chǎn)率提高88.9%； 有機物去除率提高23%以上，同時系統(tǒng)的穩(wěn)定性得到增強。

各動力學模型均取得了很好的擬合效果，在Gompertz模型和以VS為基質的衡算模型中甲烷產(chǎn)率分別提高27.2%和34%，最大產(chǎn)甲烷速率提高了37.4%，最大基質利用率比未處理的污泥提高了27%。

綜上，從產(chǎn)氣性能、有機物去除、系統(tǒng)穩(wěn)定性和反應器動力學角度分析，熱水解對北京城市污泥的預處理效果顯著。

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Effect of Thermal Hydrolysis on Anaerobic Digestion of Sewage Sludge in Beijing /

HAN Yu-wei1, MA Wen-jin2, LIU Yang3, ZUO Zhuang2/

(1. College of Architecture and Civil Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China; 2. Beijing water Resources Engineering &Technology Research center, Beijing Drainage Group Co LTd, Beijing 100044, China； 3. Beijing University of Technology, Key Laboratory of Beijing For Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, The Beijing sewage denitrification and dephosphorization removal and process control engineering technology research center, Beijing 100124, China)

In this study, the effect of thermal hydrolysis on anaerobic digestion of sewage sludge in Beijing was evaluated through batch experiment and lab, pilot-scaled semi-continuous complete mixed digester in view of the biogas production ability, the system stability, and the dynamic of anaerobic digestion. The result showed that, after the thermal hydrolysis, the dissolution rate of suspend volatile organic matter of the sewage sludge could reach 26.4%, and the soluble substance increased. In both batch and semi-continuous experiment, all had some extent of biogas production increase with highest increasing rate of 88.9%. Tthe organic removal rate increased over 23%, and the system stability was strengthened. The dynamic analysis showed that the hydrolysis rate of complex organic compounds increased by 37.2%, the maximum substrate utilization rate increased by 27%.

sewage sludge; thermal hydrolysis; anaerobic digestion; operation evaluation

2015-11-02

2015-12-23

韓玉偉(1989-)，男，山東肥城人，碩士，主要從事污泥資源化處理研究工作，E-mail：964011083@qq.com

S216.4; X705

A

1000-1166(2016)06-0009-09