為解決傳統厭氧消化技術處理效率不高等問題，國內外進行了廣泛的研究和工程實踐，開發了熱水解預處理技術，其中商業化以CambiTHP?、BioThelys和Exelys熱水解工藝為主。熱水解具有提高有機物降解率、提高厭氧消化產沼氣率、殺滅病原菌等特點，在現況污水處理廠厭氧消化改造、大型污水處理廠新建污泥處理工程以及脫水污泥集中處理的新建項目中得到了廣泛應用，并具有較好的應用前景。北京高碑店、小紅門、槐房、高安屯和清河二廠五座污泥處理處置中心均采用熱水解/厭氧消化技術路線，實現了污泥的穩定化、資源化和無害化，污泥產品主要用于土壤改良、苗圃種植等，為全國提供了可借鑒的污泥處理處置模式。此外，全國其他工程項目如長沙市污水處理廠污泥集中處置工程、西安市污水處理廠污泥集中處置項目、湖北襄陽污泥處置工程，也采用了熱水解/厭氧消化的技術路線。但是污泥熱水解/厭氧消化工程仍然存在一些需要解決的問題，包括厭氧消化抑制、消化液脫水、難降解物質處理等，因此需要通過工程分析，不斷總結經驗，為污泥熱水解/厭氧消化工程投資、建設、運行提供參考。

1、污泥熱水解/厭氧消化工藝流程分析

近20年，熱水解工藝一直受到科學界和工業界的關注，國內外污水處理廠的全規模熱水解/厭氧消化工程數量顯著增加。盡管該技術已經規模化、商業化，但仍有大量的研究在同步進行。

1.1 基于污水處理廠的污泥熱水解/厭氧消化工藝

污泥是污水處理廠生化反應的副產物，依托污水廠建設熱水解/厭氧消化設施能夠實現污泥廠內減量化、穩定化、無害化和資源化。厭氧消化利用污泥中的有機物產沼氣并熱電聯產，是污水處理廠實現能量自給的重要手段。更重要的是，由于依托污水處理廠，消化液再循環到污水廠使達標處理得到了保障。國內外大部分熱水解/厭氧消化工程都依托污水處理廠建設，典型工藝流程如圖1所示。作為典型的污泥工藝流程，熱水解/厭氧消化可在新建污水處理廠或擴建污水處理廠泥區中應用。北京城區污泥熱水解/厭氧消化工程運行4年以來，厭氧消化系統整體運行平穩，沼氣產氣量>350m3/tDS，有機物分解率>40%，各項指標均達到或超過設計標準。

熱水解污泥消化液的氨氮濃度高達2000~3000mg/L，若不經處理直接回流至污水處理廠主處理區，將增加20%~40%的進水氨氮負荷，導致污水處理廠氨氮與總氮達標困難。表1列舉了世界典型污泥熱水解/厭氧消化液處理工藝及水質?？梢钥闯觯@幾個工程項目均采用消化液脫水后經過側流厭氧氨氧化處理后出水或直接進污水處理廠的方案。華盛頓BluePlains污水處理廠是世界上最大的深度處理廠，處理規模約150×104m3/d，已建成世界上最大的側流式厭氧氨氧化工藝，設計處理能力約7700m3/d，目標進水氨氮含量為8000kg/d，預計能降低50%的曝氣量和75%的甲醇用量，目前為世界上最大的厭氧氨氧化技術應用項目。

1.2 基于資源化回收的污泥熱水解/厭氧消化工藝

為了更好地擺脫城鎮污水處理廠的污泥困境，實現城市“廢物到資源”的閉環管理，探索開發了以資源回收為目標的收集和處理多座污水處理廠的污泥，甚至外接餐廚垃圾的“污泥處理中心”，其工藝流程如圖2所示。建設污泥處理中心主要依托兩點優勢：一是減少工程建設，節約投資成本；二是回收更多的能源，生成高品質產物。隨著眾多脫氮除磷新技術的逐步擴大應用，污泥處理中心不再被僅僅視為“污泥處理場所”，而是可以成為“能源工廠”和“資源工廠”，是未來城市的關鍵組成部分。污泥處理中心在一開始就要通過綜合方法來回收多種資源，比如三種產品：磷肥、有機肥和能供熱或發電的沼氣。需要注意的是，“污泥處理中心”會導致污染物集中，在回收能量和肥料的同時保障排水達到市政管網按管標準。這種項目的運營還需要通過其他污水處理廠、肥料廠、發電廠等多家企業、機構的合作實現。污泥處理中心的模式不能盲目追求物質的回收和循環利用，必須在經濟可行的情況下，與當地經濟和環境相結合，才能實現可持續的物質回收和能量回收。

熱水解/厭氧消化應用于污泥和餐廚垃圾協同處理，可以提高病原菌的殺滅水平和消化系統的有機物轉化產沼氣效率，典型應用項目見表2。

以投運時間較早的Ecopro項目為例，說明熱水解厭氧消化集中協同處理污泥餐廚垃圾的應用。該項目地處挪威中部，建設在Verdal社區的山嶺中間，服務于Trondheim在內的52個社區。協同處理的有機廢棄物包括食品分類的餐廚垃圾、來自污水處理廠的污泥以及動物加工廢棄物。自2008年運行以來，該項目設備的有效使用時間效率達到98%以上。

2、污泥熱水解/厭氧消化技術的弊端

2.1 熱水解高溫產生褐色的難降解物質

污泥熱水解過程中，糖類尤其是單糖在沒有蛋白質等氨基化合物存在的情況下，加熱到熔點以上的高溫（140~170℃）時，因糖發生脫水與降解，會發生褐變反應，稱之為美拉德反應。類黑精是美拉德后期反應產生的一類陰離子含氮雜環聚合物，其具體結構還不清楚，但有大量的文獻表明類黑精是美拉德產物的主要活性物質，也是主要的顯色產物。在污泥熱水解過程中，參與美拉德反應的羰基化合物主要為多糖、蛋白質，液相中多糖和蛋白質的含量直接影響類黑精的生成量。隨著熱水解溫度的升高，污泥的破解程度不斷提高，通過分析液相中溶解態的蛋白質和多糖的含量，可以得到污泥熱水解過程中有機物的轉化與類黑精生成量之間的關系。不同熱水解溫度對污泥上清液溶解性物質含量的影響見圖3。

如圖3所示，通過比色法測得的溶解態胞外聚合物中蛋白質和多糖的含量隨水熱溫度的上升而升高。當水熱溫度上升至200℃時，溶解態蛋白質的含量上升至最大值（2313mg/L），說明熱水解溫度升高使細胞破碎，促使有機質溶出，大分子物質轉化成蛋白質進而轉化成小分子氨基酸。多糖含量在180℃時達到最高，隨后開始下降。溫度超過180℃后多糖的含量下降，說明多糖分解成小分子單糖或參與了其他反應。隨著溫度的升高，污泥上清液的顏色逐漸加深并出現深棕色液體。由于實際污泥樣品的組分較復雜，可通過測定420nm處的吸光度來反映類黑精含量。還原糖和蛋白質在高溫條件下容易發生美拉德反應，當溫度超過140℃時，吸光度隨著溫度的升高而逐漸增大，當溫度超過180℃時推測發生了焦糖化反應，生成的雜環類物質（美拉德反應產物）進一步聚合生成焦油及其他副產物。Driessen等在荷蘭南部城市蒂爾堡污水處理廠進行了22個月的研究，發現熱水解產生的這些可溶性難降解化合物在污泥處理后通過濾液再循環到污水廠主流生化工藝中會導致出水COD濃度增加，該廠設計中通過添加稀釋水來減輕消化液中難降解物質對生化處理系統造成的抑制作用。

2.2 消化液中腐殖質類物質的生成

熱水解處理導致溶解性有機物含量增加，污泥顆粒變得細小，蛋白質由固相溶解到液相。厭氧消化處理后污泥胞內多糖被釋放而生成腐殖酸類物質、類腐殖酸、類富里酸等。分子熒光特性分析表明，污泥上清液中有兩個熒光峰被檢測出來，分別是微生物代謝產物和芳香族類蛋白質。剩余污泥中這兩種物質的響應值最強，經過熱水解、厭氧消化處理后，熒光響應值明顯降低。污泥熱水解過程使大分子有機物裂解，厭氧消化后污泥的芳香族類蛋白質的熒光響應值降低，氨基酸等溶解性小分子有機物被進一步分解。厭氧消化過程加速了有機物質的腐殖化過程，腐殖酸區域的熒光響應值升高。

采用高效體積排阻色譜對溶解性胞外聚合物的分子質量進行分析，發現溶解性胞外聚合物分子質量分布圖中出現5個峰，并且分子質量均在5ku以下，說明溶解性胞外聚合物中蛋白質和多糖類等大分子有機物和低分子質量有機物含量較少，而腐殖酸等中等分子質量有機物組分含量相對較多，該結果與三維熒光顯示的數據一致?？傮w來說，厭氧消化液經過A/O工藝處理后基本都是低于5ku的中分子或小分子物質。有些工程消化液采用多級A/O和超濾膜處理，腐殖酸類有機物水解利用率較低，很難被A/O工藝中的好氧微生物利用，在A/O段的缺氧段厭氧微生物逐漸繁殖，使得腐殖化程度進一步加強。這部分腐殖酸進入超濾膜后，一般難以穿透超濾膜，從而不斷富集。在超濾膜的運行過程中，過度富集的腐殖酸類大分子有機物進入膜空隙內部并吸附，減少有效的膜孔徑數量及孔徑，加重膜負荷，進而導致膜通量下降。為了維持處理能力，可采取新增膜組件的方法，但會增加工程項目的投資。

2.3 粒徑減小、均一性增強，沉降性能變差

熱水解處理過程可使污泥中的大分子有機物裂解成為小分子有機物，污泥絮體粒徑隨有機物裂解而減小。熱水解和厭氧消化利用污泥中的溶解性有機物，剩余污泥經過熱水解/厭氧消化處理后粒徑明顯下降。厭氧消化處理后污泥絮體顆粒小而密實，孔隙結構消失，污泥的團聚性能減弱，因此厭氧消化后污泥脫水性能惡化。熱水解/厭氧消化污泥脫水難度大、效果不佳，是該處理工藝中關鍵的問題。高昂的脫水藥劑費用無疑增加了工程項目運行成本。

3、污泥熱水解/厭氧消化運行中應關注的問題

3.1 泥量與泥質

污泥厭氧消化產生的沼氣能夠提供熱能，維持熱水解和厭氧消化過程所需溫度，因此，熱水解厭氧消化系統在運行過程中的熱能完全靠污泥自身反應產生的沼氣提供，無需外加能源。不同地區的污水收集系統之間的差異會導致不同污水處理廠污泥組分出現顯著差異，從而影響污泥熱水解效率。如果是污泥處理中心，污泥量、污泥有機物含量還會受到外來泥的影響而出現一定波動。泥量驟減會導致沼氣產量低于鍋爐用氣量，最終導致熱水解系統停產。因此，在熱水解運行過程中，尤其是在冬季需要提前判定熱水解處理污泥量是否大于所需最小污泥處理量，若是則熱水解單元正常連續運行，否則幾條生產線交替運行或利用天然氣補充鍋爐用氣，以滿足熱水解運行熱能需求。

3.2 消化液固液分離

污泥熱水解/厭氧消化液具有堿度大、懸浮物粒徑小、腐殖酸含量高、固液難分離的特性，消化液處理過程中固液分離是關鍵，現應用的設備離心機固體回收率低，離心脫水液的懸浮物濃度可高達5000mg/L，而且大多是膠體性質的細小顆粒，對后續設備處理效果的影響較大。板框壓濾機濾液懸浮物濃度較低，但CaO投加比例約為10％～15％（干固比），FeCl（3濃度為30％）投加比例約為2％～15％（干固比），加入大量化學藥劑不但成本高，且脫水泥餅對后續土地利用和焚燒等處置與利用有一定影響。因此，一方面需要針對熱水解消化液特性開發固液分離技術，另一方面應深度解析消化液有機質組分，甄別影響脫水性能的關鍵因子，實現對污泥中特定組分的精準調控，以解決現有厭氧消化液分離投加藥劑多、分離效果差的難題，實現污泥的高效脫水。

3.3 熱水解工藝氣

污泥在熱水解反應和閃蒸過程中產生的揮發性氣體（包含部分蒸汽）被稱為工藝氣?，F況處理辦法是將工藝氣通入消化池工作液位1m以下，由此導致沼氣中硫化氫含量較高、甲烷含量略低，致使后續沼氣脫硫設備的運行成本增加。此外，熱水解工藝氣中硫、氨、醇類等氣體含量較高，其中硫化氫最高達到3050mg/m3。工藝氣中臭氣含量超過《惡臭污染物排放標準》（GB14554—1993）最低排放限值，一旦泄漏，對環境的影響極大。因此需要根據污泥熱水解工藝氣的特性和處理規模，有針對性地采取化學吸收或焚燒處理工藝，同時建議在工藝氣管路、冷凝水罐等特定區域設置有毒氣體報警或易揮發有機物監測儀表。

3.4 磷有效回收

在污水處理過程中，大部分磷經過生化反應后會轉移到污泥中。熱水解過程中污泥絮體被破壞，磷的釋放量顯著增加，污泥消化液中總磷濃度可達70~200mg/L。污泥厭氧消化液中富含氮、磷，其中的磷酸根離子、銨根離子與鎂離子能夠發生反應生成難溶于水的固體物質——鳥糞石（磷酸銨鎂），從而引起消化池換熱器、管道等堵塞，給正常運行造成影響，需增加定期清除等維護工作。污泥厭氧消化液脫水后回流污水處理廠主體生化工藝，不僅增大磷負荷，而且還造成主體工藝生物除磷效率出現波動。污水中磷進入污泥，而污泥經熱水解釋放返回污水。由于磷資源的有限性以及我國水環境治理的要求，消化液處理工藝中應包含磷回收單元。Zhou等研究表明，將Airprex?磷回收反應器設置在消化池后，系統對磷的去除率高達85%~90%，同時脫水絮凝劑投加量減少了10%，PO43--P返回濃度的降低不僅減小了消化液生化處理磷的負荷，而且提高了污水處理廠出水達標的可靠性。

3.5 消化溫度控制

熱水解使污泥溫度升高，因此在厭氧消化罐中需采用換熱器進行降溫，使其溫度不超過40℃。由于換熱器結垢、夏季氣溫高等因素導致消化池溫度比設計值（40℃）高4~6℃。

氨是抑制甲烷生成的抑制化合物之一，如果消化池中NH???N的濃度和溫度均較高，則厭氧消化性能將受到負面影響。研究表明，中溫厭氧消化情況下，3000mg/L的氨氮會對產甲烷微生物活性產生抑制作用，高溫厭氧消化情況下，氨氮濃度超過2000mg/L便會產生抑制影響。沼氣中甲烷含量較低會影響沼氣熱值，以致發電效率降低。在運行管理中，需定期清理換熱器結垢以維持其換熱效率，同時密切關注每座消化罐的溫度、沼氣產量、甲烷含量等運行指標，若出現異常則適當降低消化罐的運行負荷。

4、結論

實現“污泥處理、能量平衡、資源回收”是污泥處理工程技術發展的目標。污泥熱水解/厭氧消化技術實現了碳回收，但污泥消化液中氮、磷等物質的處理和利用使整體工藝變得復雜，同時對工藝運行控制提出了一定要求。熱水解/厭氧消化工程應用的利弊，還需要幾年時間來摸清，其間污泥處理目標、消化液出水標準和相關脫氮除磷技術在不斷變化和發展，這就要求污泥熱水解/厭氧消化工藝在適用性上需具有靈活性。對此，針對污泥熱水解/厭氧消化技術的優勢和存在問題，在規劃和設計上應綜合考慮這些因素與污水處理廠布局的結合，系統考慮污泥“污染治理”與“資源回收”的雙重屬性，處理好“耗能”與“減排”關系，只有這樣污泥熱水解/厭氧消化技術才能體現出其先進性。