不同温度水热处理对高含固污泥有机物转化及组分的影响

高源; 韩芸; 韩露; 杨培真; 连洁; 钟晨

doi:10.12030/j.cjee.201912011

不同温度水热处理对高含固污泥有机物转化及组分的影响

1.
西安建筑科技大学环境与市政工程学院，西安 710055
2.
陕西省环境工程重点实验室，西安 710055
3.
中国葛洲坝集团水务运营有限公司，武汉 430000

作者简介: 高源(1994—)，男，硕士研究生。研究方向：污泥热水解。E-mail：773821108@qq.com

通讯作者: 韩芸(1974—)，女，博士，教授。研究方向：污泥处理。E-mail：hanyun@xauat.edu.cn;

基金项目:
陕西省自然科学基资助项目(2017JM5090)；陕西省科技统筹创新工程计划项目(2016KTZDSF04-02-02)
中图分类号: X703.1

Effect of thermal hydrolysis treatment temperature on transformation and composition of organic matter in high solid content sludge

1.
School of Municipal and Environmental Engineering, Xi'an University of Architecture and Technology, Xi'an 710055, China
2.
Key Laboratory of Environmental Engineering of Shaanxi Province, Xi'an 710055, China
3.
Gezhouba Group Water Operation Co. Ltd., Wuhan 430000, China

Corresponding author: HAN Yun, hanyun@xauat.edu.cn ;

摘要: 以城市污水处理厂的高含固污泥为研究对象，探讨其在不同水热预处理温度条件下，污泥中有机物水解效果及组分构成的变化情况。结果表明：在不同的水热预处理温度下(140、170、200、230和260 ℃)，均可有效地水解污泥中有机物；在温度170 ℃的条件下预处理30 min，水解后的污泥中，SCOD、溶解性蛋白质和溶解性碳水化合物浓度均达到最高，分别为40.71、20.56和9.10 g·L⁻¹。对水解上清液进行傅里叶红外分析发现，在170 ℃时，污泥中的蛋白质和碳水化合物被充分水解，上清液中含有大量O—H键。对水解上清液进行三维荧光检测结合积分区域法(FRI)分析发现，在170 ℃时，可生物利用的微生物代谢产物所占比例最大(38.68%)，微生物难降解的腐殖酸类物质所占比例最小(37.47%)。高含固污泥在170 ℃、30 min的预处理条件下，污泥中大分子有机物被分解为小分子有机物；同时，可供微生物利用物质所占比例最大，更有利于污泥后续的资源化利用。
- 高含固污泥 /
- 污泥资源化 /
- 水热预处理 /
- 积分区域法 /
- 三维荧光检测
Abstract: In this study, high solid content sludge in municipal wastewater treatment plant (WWTP) was taken as the research object, the changes in hydrolysis effect and composition of organic matter in sludge under different hydrothermal pretreatment temperatures were discussed. The results showed that organic matter in the sludge could be effectively hydrolyzed at different hydrothermal pretreatment temperatures of 140, 170, 200, 230 and 260 ℃. After 30 min treatment at 170 ℃, the concentrations of SCOD, soluble proteins and soluble carbohydrates reached their own highest value of 40.71, 20.56 and 9.10 g·L⁻¹, respectively. Fourier infrared analysis of the hydrolyzed supernatant revealed that at 170 ℃, the protein and carbohydrates in the sludge were sufficiently hydrolyzed, and a large number of O—H bonds appeared in the supernatant. Three-dimensional fluorescence analysis and fluorescence regional integration (FRI) of hydrolyzed supernatant revealed that the bioavailable microbial metabolites accounted the largest proportion of 38.68% at 170 ℃, while the hardly micro-biological degradable humic acids accounted for the smallest proportion of 37.47%. When the high solids content sludge was pretreated for 30 min at 170 ℃, the macromolecular organics in the sludge were decomposed into small molecular organics. At the same time, the proportion of microbially available substances reached the largest value, which was more conducive to the subsequent resource utilization of sludge.
- high solid content sludge /
- resource reuse of sludge /
- thermal hydrolysis pretreatment /
- fluorescence regional integration /
- three-dimensional fluorescence analysis

由于国内污水处理排放标准日益严格，污水处理厂普遍面临氮磷达标的难题。目前，国内大部分采用的A²/O工艺及以其为基础的前置反硝化工艺自身脱氮效果受硝化液回流比限制，难以实现深度脱氮^[1-3]。此外，我国的污水普遍存在碳源不足的特点，而脱氮除磷又存在碳源竞争，导致了氮磷不易达标^[4-5]。目前，对于低C/N水质的污水，常采用投加碳源、增设反硝化滤池、分段进水A²/O工艺等^[6-8]来提高脱氮效率；除磷方面，则通过投加大量化学除磷药剂来满足日趋严格的出水标准。但这些方法大都存在处理流程长、运行成本高、控制复杂等问题。因此，研发经济高效的脱氮除磷新工艺成为一大热点。

后置反硝化AOA (厌氧\好氧\缺氧) 工艺因可利用内碳源来反硝化，且工艺简单无需硝化液回流，而被广泛研究。WINKLER等^[9]和许德超等^[10]研究了后置缺氧序批式反应器 (SBR) 工艺，VOCKS等^[11]研究了连续流后置缺氧膜生物反应器 (MBR) 工艺，ZHAO等^[12]研究了连续流AOA工艺，均取得了良好的脱氮除磷效果。这些研究表明，原水中有机物在厌氧段和好氧段被微生物消耗储存，在缺氧段则利用胞内糖原或PHA 来反硝化脱氮。但相比外碳源反硝化，后置缺氧区的内源反硝化速率较低，所需缺氧区停留时间往往较长^[12-13]。ZHANG等^[14]和GAO等^[15]报道了一种污泥双回流-AOA (SDR-AOA) 新工艺，该工艺通过设置二沉池到缺氧池的第二污泥回流，提高缺氧区污泥质量浓度，强化脱氮效果，在小试规模的实验中，该工艺处理低C/N污水，无需外加碳源，TN去除率可达90%以上。但是目前尚缺乏对该工艺中试以上放大规模的实验报道，且除磷效果如何也缺乏研究报道。本研究建立了处理规模100 m³·d⁻¹的SDR-AOA中试系统，在大规模中试条件下对工艺的脱氮除磷性能重点考察，并对无第二污泥回流的AOA工艺和SDR-AOA工艺处理效果进行对比，分析SDR-AOA工艺设置第二污泥回流的优势，以期为该新工艺的推广应用提供参考。

1. 材料与方法

1.1 实验水质及接种污泥

本实验处理的污水来自海口某污水处理厂曝气沉砂池出水，具体水质特征见表1。污水平均COD/TN为6.34，据研究报道，COD/TN>8时，脱氮效果较好^[16]，显然实验水质并不满足。污泥接种自该污水处理厂生化池。

表 1 进水水质特征

Table 1. Characteristics of influent quality mg·L⁻¹

检测项目	范围	平均值
COD	143~216	164.5
NH₄⁺-N	20.01~28.68	24.53
TN	20.38~30.4	26.18
TP	2.14~4.52	3.05

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1.2 中试装置及运行条件

SDR-AOA工艺中试系统如图1所示。中试装置由碳钢防腐的AOA生化池和二沉池2个主体反应器组成。AOA生化池为长方形反应池，总有效体积为45 m³，反应器分7个格室，依次划分为厌氧区、好氧区、缺氧区，其中厌氧区体积11.25 m³，好氧区体积11.25 m³，缺氧区体积22.5 m³。厌氧区第一格室填充有悬浮填料，填充比约12%，缺氧区第一、二格室填充悬浮填料，填充比约12%。二沉池为竖流式，澄清区体积为27 m³。其工艺流程为：潜污泵将污水处理厂曝气沉砂池出水抽到本中试系统，依次流经生化池的厌氧段、好氧段、缺氧段，生化池出水进入二沉池，泥水分离后，上清液排出，沉淀污泥分两路回流到AOA生化池，一路回流到厌氧池前端 (第一污泥回流) ，一路回流到缺氧池前端 (第二污泥回流) 。污水进水量和回流污泥量通过电磁调节阀控制。好氧段通过回转式风机曝气，变频控制。本研究实验阶段反应器填料已挂膜2个月，挂膜稳定，中试运行条件见表2。

图 1 SDR-AOA工艺中试系统

Figure 1. Pilot system of SDR-AOA process

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表 2 中试运行条件

Table 2. Operational conditions of the pilot scale test

参数	phase1	phase2
时间/d	1~13	14~30
第一污泥回流比R₁/%	100	100
第二污泥回流比R₂/%	0	100
进水量Q/(m³·d⁻¹)	100	100
HRT/h	10.8	10.8
好氧池末端DO/(mg·L⁻¹)	2	2
好氧区MLSS/(mg·L⁻¹)	4 707±768	4 787±446
温度/ ℃	26~30	26~30

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1.3 内源反硝化批次实验方法

取SDR-AOA中试系统好氧末端污泥，用去离子水清洗3次，确保泥水混合液中没有溶解态的有机物、NH₄⁺-N、NO₃⁻-N和NO₂⁻-N。然后分别取300、500、700、900 mL混合液分别加入4个有效容积为1 L的锥形瓶中，用去离子水定容至1 L后，在DO小于0.1 mg·L⁻¹条件下，加入KNO₃，使混合液初始NO₃⁻-N质量浓度约为20 mg·L⁻¹。在室温25 ℃的条件下，采用封口膜隔绝外部空气，磁力搅拌器进行搅拌，并定时取样测定NO₃⁻-N和NO₂⁻-N质量浓度。

1.4 分析项目与方法

COD采用美国哈希 (HACH) 快速测定仪法。TN、NH₄⁺-N、NO₃⁻-N、NO₂⁻-N、TP、MLSS根据国标法检测：TN采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法；NH₄⁺-N采用纳氏试剂分光光度法；NO₃⁻-N采用紫外分光光度法；NO₂⁻-N采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法；TP采用钼酸铵分光光度法；MLSS、MLVSS采用重量法。DO、温度采用美国哈希在线监测仪监测。微生物多样性检测委托上海美吉生物医药科技有限公司进行高通量测序。

1.5 相关指标计算方法

${{\rm{COD}}}_{\mathrm{i}\mathrm{n}\mathrm{t}\mathrm{r}\mathrm{a}}=\left[1-\frac{\begin{array}{c}2.86\left({{\rm{NO}}}_{3,\mathrm{i}}^-+{{\rm{NO}}}_{3,\mathrm{e}}^-{R}_{1}-{{\rm{NO}}}_{3,\mathrm{a}\mathrm{n}}^-\left(1+{R}_{1}\right)\right)+ 1.71\left({{\rm{NO}}}_{2,\mathrm{i}}^-+{{\rm{NO}}}_{2,\mathrm{e}}^-{R}_{1}-{{\rm{NO}}}_{2,\mathrm{a}\mathrm{n}}^-\left(1+{R}_{1}\right)\right)\end{array}}{{{\rm{COD}}}_{\mathrm{i}}+{{\rm{COD}}}_{\mathrm{e}}-{{\rm{COD}}}_{\mathrm{a}\mathrm{n}}\left(1+{R}_{1}\right)}\right]\times 100$

$(1)$

式中： ${{\rm{COD}}}_{\mathrm{i}\mathrm{n}\mathrm{t}\mathrm{r}\mathrm{a}}$ 为内碳源转化率，%； ${{\rm{COD}}}_{\mathrm{i}}$ 、 ${{\rm{COD}}}_{\mathrm{e}}$ 和 ${{\rm{COD}}}_{\mathrm{a}\mathrm{n}}$ 分别为进水、回流污泥和厌氧末COD，mg·L⁻¹；2.86和1.71为去除每mg NO₃⁻-N和NO₂⁻-N消耗COD量； ${{\rm{NO}}}_{3,\mathrm{i}}^{-}$ 和 ${{\rm{NO}}}_{2,\mathrm{i}}^{-}$ 为进水NO₃⁻-N和NO₂⁻-N质量浓度，mg·L⁻¹； ${{\rm{NO}}}_{3,\mathrm{e}}^{-}$ 和 ${{\rm{NO}}}_{2,\mathrm{e}}^{-}$ 为回流污泥中NO₃⁻-N和NO₂⁻-N质量浓度，mg·L⁻¹； ${{\rm{NO}}}_{3,\mathrm{a}\mathrm{n}}^{-}$ 和 ${{\rm{NO}}}_{2,\mathrm{a}\mathrm{n}}^{-}$ 为厌氧末NO₃⁻-N和NO₂⁻-N质量浓度，mg·L⁻¹； ${R}_{1}$ 为回流到厌氧区的第一污泥回流比。

为量化SDR-AOA工艺各单元氮和磷的变化情况，应用物料平衡分析方法，对各单元氮磷的去除情况进行计算，计算公式如下。

$\Delta {M}_{\mathrm{a}\mathrm{n}}=[{S}_{\mathrm{i}}+{S}_{\mathrm{e}}{\times R}_{1}-{S}_{\mathrm{a}\mathrm{n}}{\times (R}_{1}+1)]\times Q$

$(2)$

$\Delta {M}_{\mathrm{o}}=\left[\right({S}_{\mathrm{a}\mathrm{n}}-{S}_{\mathrm{o}}){\times (R}_{1}+1)]\times Q$

$(3)$

$\Delta {M}_{\mathrm{d}}=\left[{S}_{\mathrm{o}}{\times (R}_{1}+1\right)+{S}_{\mathrm{e}}{\times R}_{2}-{S}_{\mathrm{d}}{\times (R}_{1}{+R}_{2}+1\left)\right]\times Q$

$(4)$

$\Delta {M}_{\mathrm{s}}=[{(S}_{\mathrm{d}}{-{S}_{\mathrm{e}})\times (R}_{1}{+R}_{2}+1)]\times Q$

$(5)$

式中： $\Delta {M}_{\mathrm{a}\mathrm{n}}$ 、 $\Delta {M}_{\mathrm{o}}$ 、 $\Delta {M}_{\mathrm{d}}$ 和 $\Delta {M}_{\mathrm{s}}$ 为厌氧段、好氧段、缺氧段和二沉池物料变化，g·d⁻¹; ${S}_{\mathrm{i}}$ 、 ${S}_{\mathrm{e}}$ 、 ${S}_{\mathrm{a}\mathrm{n}}$ 、 ${S}_{\mathrm{o}}$ 和 ${S}_{\mathrm{d}}$ 为进水、出水、厌氧末、好氧末、缺氧末氮磷质量浓度，mg·L⁻¹；Q为进水流量，m³·d⁻¹；R₁为回流到厌氧区的第一污泥回流比；R₂为回流到缺氧区的第二污泥回流比。

2. 结果与讨论

2.1 系统对污染物的去除效果

1) 对COD的去除效果。中试实验阶段对COD的去除效果见图2。由图可知，phase2增设第二污泥回流后，COD去除率较phase1有所提升。phase1进水COD平均为177.28 mg·L⁻¹，出水COD平均为33 mg·L⁻¹，平均去除率81.4%；phase2进水COD平均为156.36 mg·L⁻¹，出水COD平均为17.54 mg·L⁻¹，平均去除率88.8%。

图 2 对COD的去除效果

Figure 2. Removal effect of COD

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2) 对NH₄⁺-N和TN的去除效果。中试实验阶段对NH₄⁺-N和TN去除效果见图3。由图3可见，无第二污泥回流时 (phase1) 出水NH₄⁺-N质量浓度高于设置第二污泥回流时 (phase2)；phase1出水NH₄⁺-N质量浓度平均值为1.58 mg·L⁻¹，平均去除率为94.0%；phase2出水NH₄⁺-N质量浓度平均值为0.86 mg·L⁻¹，平均去除率为96.3%。phase1出水TN质量浓度平均值为5.14 mg·L⁻¹，TN平均去除率为82.3%，最低值至78.0%；phase2设置第二污泥回流后，TN去除率上升且保持平稳，TN平均去除率达85.8%，出水TN稳定小于5 mg·L⁻¹，平均值仅为3.45 mg·L⁻¹。可见，SDR-AOA工艺较AOA工艺强化了脱氮效果。

图 3 对NH₄⁺-N和TN的去除效果

Figure 3. Removal effect of NH₄⁺-N and TN

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3) 对TP的去除效果。中试实验阶段对TP的去除效果见图4，由图可见，增加了第二污泥回流后 (phase2)，TP去除率逐渐提升。无第二污泥回流时 (phase1)，平均出水TP质量浓度0.72 mg·L⁻¹，TP平均去除率只有78.4%；而phase2出水TP质量浓度平均降低至0.17 mg·L⁻¹，可稳定满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》 (GB 18918-2002) 一级A标准，TP平均去除率高达94.1%。这说明SDR-AOA工艺除磷方面也有良好的效果。

图 4 对TP的去除效果

Figure 4. Removal effect of TP

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2.2 系统脱氮除磷过程分析

实验分析了phase1和phase2有代表性的2天 (第8 d和第28 d) 的COD、N和P质量浓度的沿程变化，见图5。

图 5 phase1和phase2 COD、N和P质量浓度的沿程变化

Figure 5. Variations of COD、N and P concentrations along the process in phase1 and phase2

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1) 系统脱氮过程分析。由图5可知，phase1和phase2，AOA工艺在厌氧初因回流污泥稀释作用，TN下降到进水的1/2左右，且在厌氧区主要以氨氮形式存在，说明回流污泥中的硝酸盐氮在厌氧初迅速被反硝化去除；在好氧段，氨氮逐渐被氧化成硝酸盐，好氧末几乎全部转化成硝酸盐氮，亚硝酸盐氮含量较低，可见在本系统中主要以全程硝化反应为主。这点不同于ZHANG等^[14]和GAO等^[15]对SDR-AOA工艺的小试研究结果，其在好氧段实现了稳定的短程硝化反应。这主要是因为短程硝化影响因素较多且不易控制，在大规模工程应用中难以稳定实现^[17]。实验系统在缺氧段，因硝态氮被反硝化，TN有明显去除，但phase1和phase2 硝态氮的去除效果有明显不同。phase1，NO₃⁻-N质量浓度由好氧末11.7 mg·L⁻¹到缺氧末下降到3.3 mg·L⁻¹ (图5(a)) ；phase2，NO₃⁻-N质量浓度由好氧末11.3 mg·L⁻¹到缺氧末下降到1.4 mg·L⁻¹ (图5(b)) 。可见，设置第二污泥回流后系统在缺氧段的反硝化效果显著提升，这主要是与缺氧区污泥浓度增大有关。值得注意的是，phase1在缺氧末的亚硝酸盐积累质量浓度较phase2要高，主要是因为phase1碳源的缺乏造成缺氧末短程内源反硝化比例增大。由图5中COD的沿程变化可见，COD的去除主要发生在厌氧区和好氧区，且以厌氧区去除为主；经计算，phase1和phase2好氧末到出水COD分别去除0.4 kg∙d⁻¹和1.6 kg∙d⁻¹，而phase1和phase2从好氧末到出水用于反硝化的COD理论需求量分别为4.1 kg∙d⁻¹和5.5 kg∙d⁻¹，可见外源COD的减少远远不足以提供反硝化COD需求量，说明反硝化利用的碳源主要来自于污泥内碳源。

另外，phase1和phase2在TN变化趋势上不同的一点是，phase1在二沉池TN有小幅地回升，由图5(a)可知主要是因为NH₄⁺-N质量浓度的回升所致。phase1，NH₄⁺-N质量浓度由缺氧初0 mg·L⁻¹到缺氧末提升到0.5 mg·L⁻¹，到二沉池出水提升到1.52 mg·L⁻¹；而在phase2，NH₄⁺-N质量浓度在缺氧段和二沉池保持平稳。可能的原因为在取消第二污泥回流时，缺氧区污泥浓度低，可利用的内碳源少，污泥处在饥饿状态，且污泥在缺氧池和二沉池的缺氧环境停留时间较长，加之中试所在地海口水温较高，容易发生污泥自身水解，释出NH₄⁺-N^[18-19]。而设置第二污泥回流后，加速了污泥的循环，可避免污泥因长期处于底物匮乏的厌氧状态而发生水解，保证了NH₄⁺-N和TN良好的出水效果。

根据物料平衡计算公式，可计算出厌氧段、缺氧段、好氧段、二沉池去除TN量，进一步可计算出各阶段TN去除量占进水TN的比例，因好氧段和二沉池对TN去除影响较小，故将两者合并，结果见图6。从各单元对TN去除的贡献率可见，缺氧段对TN去除贡献率最大，厌氧段其次。phase2缺氧段去除TN贡献率较phase1大幅提升，缺氧段TN去除量占进水TN的比例由44.7% (phase1) 提升到73.9% (phase2)，提高了65.18%。可见，SDR-AOA工艺强化缺氧内源反硝化效果显著，这也是TN去除率提升的主要原因。

图 6 phase1和phase2 TN在各反应段去除分布

Figure 6. Distribution of TN loss in different zones in phase1 and phase2

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2) 缺氧区脱氮负荷、比反硝化速率和内碳源转化率。缺氧区NO_X-N去除容积负荷 (以下简称脱氮负荷) 可直接反映缺氧区脱氮效果，脱氮负荷与比内源反硝化速率直接相关，而内碳源转化率是比反硝化速率的重要因素之一 ^[15]。因此，对phase1和phase2缺氧区脱氮负荷、比反硝化速率和内碳源转化率进行测算，结果见表3。由表3可知，phase2设置第二污泥回流后比反硝化速率有所上升，是phase1的1.07倍；而另一方面，设置第二污泥回流后缺氧区的污泥浓度提高，MLSS均值是phase1的1.17倍，则phase2缺氧区反硝化菌群的数量较phase1更多；比反硝化速率和反硝化菌群数量的提高使得系统的脱氮负荷升高。由表3可知，phase2的脱氮负荷明显高于phase1，phase1缺氧区的脱氮负荷平均值为0.070 kgN·(m⁻³·d⁻¹)，phase2的脱氮负荷平均值提升至0.086 kgN·(m⁻³·d⁻¹)，较phase1提升了22.8%。GAO等^[15]的研究结果表明，以NO₂⁻-N为电子受体的脱氮负荷是以NO₃⁻-N为电子受体时的2.2倍，其实验过程短程硝化亚硝盐氮积累率94%左右时，脱氮负荷达0.17 kgN/(m⁻³·d⁻¹)。约是本研究中脱氮负荷的2倍，而本研究则主要是以NO₃⁻-N为电子受体，与其研究结果相符。

表 3 phase1和phase2缺氧段脱氮负荷、比反硝化速率、内碳源转化率和MLSS

Table 3. Nitrogen removal load, specific denitrification rate, intracellular carbon storage efficiency and MLSS

参数	phase1 (均值)	phase2 (均值)
脱氮负荷/kgN·(m⁻³·d⁻¹)	0.070±0.006	0.086±0.010
比反硝化速率/kgN·(kg⁻¹VSS·d⁻¹)	0.030±0.002	0.032±0.005
COD_intra/%	90%±2%	94%±3%
MLSS/mg·L⁻¹	4707±798	5516±732

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为进一步探究污泥浓度对内源反硝化的影响，开展了批次实验，结果见图7。在起始硝酸盐质量浓度相同时，随着MLSS的升高，比反硝化速率也逐渐升高，当MLSS由3634升高到10521 mg·L⁻¹时，比反硝化速率由0.0167 kgN·(kg⁻¹VSS·d⁻¹)升高到0.0204 kgN·(kg⁻¹VSS·d⁻¹)，即提升至1.22倍，这与王少坡等的研究结果相似^[20]。而系统的脱氮负荷计算是比反硝化速率与MLVSS的乘积，因此，当MLSS由3634 mg·L⁻¹升高到10521mg·L⁻¹时，脱氮负荷提升至3.67倍。经线性拟合，脱氮负荷与污泥浓度呈正相关 (R²=0.9881)。根据ZHANG等^[14]的研究结果，SDR-AOA系统二沉池污泥有高含量的PHA和Gly。因此，二沉池回流到缺氧池的污泥既增加了缺氧池反硝化菌数量，也补充了更多的内碳源，两者共同作用，使脱氮负荷提升。

图 7 MLSS对脱氮负荷和比反硝化速率的影响

Figure 7. Effect of MLSS on Nitrogen removal load and specific denitrification rate

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另外，缺氧区内碳源的另一主要来源为厌氧区内碳源的储存量，内碳源转化率体现了微生物在厌氧区内碳源储存量的多少。由表3可见，内碳源转化率在phase2高于phase1，平均值由90%提升到94%。内碳源转化率与厌氧区COD的总利用量和用于反硝化的COD相关。在进水稳定、厌氧区停留时间和污泥浓度稳定的情况下，厌氧区COD的总利用量相对稳定，则用于反硝化的COD决定了内碳源转化率。phase2设置第二污泥回流后，脱氮负荷提升，出水硝态氮质量浓度降低，在厌氧区因还原污泥回流液携带的硝态氮而被利用的外碳源也随之减少，进而促进了有机物转化为内碳源。由图5可知，phase1出水NO₃⁻-N质量浓度3.8 mg·L⁻¹，NO₂⁻-N质量浓度1.2 mg·L⁻¹，而phase2出水硝态氮质量浓度降低，NO₃⁻-N质量浓度仅为1.38 mg·L⁻¹，NO₂⁻-N质量浓度0.7 mg·L⁻¹，会使得phase2在厌氧区因反硝化消耗的COD减少。虽然phase2进水的NO₃⁻-N质量浓度较phase1低1.67 mg·L⁻¹，因进水差异在厌氧区会较phase1少消耗一部分COD，但显然phase2由于出水硝态氮质量浓度降低而引起的COD消耗减少作用更大。可见，设置第二污泥回流促进了内碳源转化率提升。而内碳源转化率的提升会进一步提升缺氧段的脱氮负荷。内碳源转化率和内源脱氮负荷两者相互促进，系统形成良性循环。

3) 系统除磷过程分析。由图5可知，phase1和phase2的除磷过程主要发生在好氧段。由图5(a)可知，phase1进水TP质量浓度3.10 mg·L⁻¹，厌氧段释磷后TP质量浓度升至3.45 mg·L⁻¹，好氧段吸磷后TP质量浓度下降至0.43 mg·L⁻¹，在缺氧末端和二沉池TP质量浓度却有小幅回升，升至0.9 mg·L⁻¹。由图5(b)可知，phase2进水TP质量浓度3.48 mg·L⁻¹，厌氧段释磷后TP质量浓度升至4.20 mg·L⁻¹，好氧段吸磷后TP质量浓度下降至0.52 mg·L⁻¹，在缺氧段TP质量浓度继续下降至0.10 mg·L⁻¹。phase2在缺氧段发生了吸磷现象，说明系统中反硝化聚磷菌 (DPAOs) 发挥了作用^[21]。研究表明，富磷污泥的释磷机制主要有2种：一种是聚磷菌利用体内聚磷释放时的能量吸收有机物合成PHA的生物释磷机制；另一种是污泥水解或细菌解体释磷机制。通常这两种情况都存在^[22]。但推测phase1的释磷应以污泥水解或细菌解体释磷机制为主，因为phase1中缺氧末和二沉池中的硝酸盐会抑制生物释磷，且缺乏可直接利用的碳源。phase1，无第二污泥回流时，缺氧区内碳源量较少，且在缺氧区和二沉池实际停留时间较长。若细菌处于底物匮乏的时间较长，内碳源消耗完后易导致聚磷菌的过分衰减引起Poly-P释放或污泥自身水解、死亡解体等^[19,23]。phase2，第二污泥回流的设置，加快了系统的循环且补充了缺氧区内碳源，避免了缺氧区释磷，使得DPAOs有效发挥作用。

根据物料平衡计算公式，可计算出各单元磷的变化量，结果见图8。虽然两者进水TP质量浓度相差不大 (3.10和3.48 mg·L⁻¹) ，但phase2厌氧段释磷量显著高于phase1，是phase1释磷量的1.7倍。这是因为phase2脱氮效果更佳，回流到厌氧池的NO₃⁻-N较少，厌氧段脱氮与除磷对碳源竞争较弱，PAOs可以吸收更多碳源并释磷，从而提供更足的除磷动力。phase2在好氧段的吸磷量也高于phase1。值得关注的是，phase2反硝化吸磷量占总吸磷量的比例达10.4%，在phase2实现好氧吸磷和缺氧反硝化吸磷协同作用，强化了系统除磷效果。

图 8 phase1和phase2 TP在各反应段去除分布

Figure 8. Distribution of TP loss in different zones in phase1 and phase2

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2.3 微生物多样性分析

通过高通量测序技术对phase2运行后期系统的活性污泥进行微生物多样性分析，属水平上主要功能菌的相对丰度如图9所示。Candidatus_Competibacter和Defluviicoccus已被证明是可利用内碳源的反硝化聚糖菌 (DGAOs)^[24]，两者相对丰度分别为3.42%和0.51%，其中Candidatus_Competibacter菌属的丰度显著高于系统中的其他菌属成为优势菌。系统中聚磷菌 (PAOs) 有Tetrasphaera、Dechloromonas和Candidatus_Accumulibacter，其中Tetrasphaera丰度最高为0.5%。Tetrasphaera可以通过降解大分子有机物进行发酵除磷，具有更加稳定高效的除磷性能^[25]。Dechloromonas和Candidatus_Accumulibacter被证明具有反硝化除磷功能^[26-27]，两者的存在是系统缺氧区除磷的原因。系统中还存在Ottowia、Rhodoplanes、Haliangium等多种普通反硝化菌 (DNB)^[13,28-29]，辅助内源反硝化菌共同脱氮。Nitrospira为亚硝酸氧化菌 (NOB)^[28]，其丰度为0.23%，氨氧化菌 (AOB)检出两个菌属，分别为Ellin6067和Nitrosomonas^[28]，其丰度分别为0.83%和0.03%。

图 9 phase2活性污泥中主要功能菌属相对丰度

Figure 9. Relative abundance of functional bacteria in phase2 activated sludge

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2.4 SDR-AOA工艺评价

本研究的SDR-AOA工艺通过设置二沉池到缺氧区的第二污泥回流强化脱氮除磷效果，在百吨级中试中TN、TP平均去除率分别达85.8%和94.1%。与GAO等^[15]在SDR-AOA小试研究中97.7%的TN去除率相比有所降低，这主要是因为在本文的放大中试中未实现稳定、高水平亚硝酸盐积累率的短程硝化现象。众所周知，短程硝化影响因素复杂，在大规模市政污水处理工程中难以稳定实现，但是，本研究的SDR-AOA工艺在全程硝化反硝化为主的情况下依然实现了高效的脱氮除磷效果。本文中试所在水厂采用A²/O工艺，与本研究相同进水条件下二级生物处理工艺TN、TP平均去除率为61.2%和85.2%，可见本研究SDR-AOA工艺脱氮除磷效果优于A²/O工艺。对于A²/O类前置反硝化工艺若要达到与SDR-AOA中试相同的TN去除率，理论上需要内外总回流比达到600%。而总回流比为400%时，再增加回流比，对脱氮效果的提高不大。总回流比过大，会使系统由推流式趋于完全混合式，导致污泥性状变差；在进水质量浓度较低时，会使缺氧区/池氧化还原电位ORP升高，导致反硝化速率降低。因此，SDR-AOA工艺可实现前置反硝化类工艺难以实现的深度脱氮效果。此外，中试SDR-AOA工艺好氧停留时间仅为2.7 h，较所在地污水处理厂A²/O工艺 (6.7 h)大幅缩短，SDR-AOA工艺占地与对照水厂A²O工艺占地降低约25%。中试SDR-AOA工艺平均吨水曝气电耗为0.062 kW·h，约是对照水厂A²O工艺吨水曝气电耗的80%。较常规A²/O工艺，SDR-AOA工艺无大比例的硝化液回流，无外碳源投加，即可保障出水TN小于8.0 mg·L⁻¹。该工艺具有高效脱氮除磷和节能降耗的优势，在处理低C/N污水或深度脱氮要求的应用场景十分具有推广价值。

3. 结论

1) 建立了处理规模为100 m³·d⁻¹的SDR-AOA中试系统考察工艺处理效果，并对比了无第二污泥回流时的AOA工艺处理效果。结果表明，工艺设置第二污泥回流时，处理效果显著优于无第二污泥回流时，COD、NH₄⁺-N、TN、TP平均去除率分别达88.8%，96.3%，85.8%，94.1%，说明SDR-AOA工艺通过设置第二污泥回流有效地强化了脱氮除磷效果，具有推广应用价值。

2) 内源脱氮负荷与污泥浓度呈正相关，第二污泥回流提高了缺氧区MLSS，进而提升比反硝化速率和内碳源转化率；其中，无第二污泥回流时，系统缺氧区脱氮负荷为0.070 kgN·(m⁻³·d⁻¹)，第二污泥回流比100%时，提升至0.086 kgN·(m⁻³·d⁻¹)，表明污泥双回流的设计可有效促进生化系统脱氮效率。

3) SDR-AOA工艺设置第二污泥回流可有效避免系统在缺氧末和二沉池的NH₄⁺-N和TP质量浓度小幅回升，保证系统高效脱氮除磷。

4) 高通量测序结果表明，属于DGAOs的Candidatus_Competibacter为系统的优势菌属。

图 1 未预处理和不同温度预处理后污泥水解上清液的红外图谱

Figure 1. Infrared spectra of untreated sludge and hydrolyzed supernatant of pretreated sludge at different temperatures

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图 2 未预处理和不同温度预处理后污泥水解上清液DOM的荧光等高线谱图

Figure 2. Fluorescence contour spectra of DOM of untreated sludge and hydrolyzed supernatant of pretreated sludge at different temperatures

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图 3 未预处理和不同温度预处理后污泥水解上清液DOM中荧光区域标准积分体积组成

Figure 3. Distribution of FRI in DOM of untreated sludge and hydrolyzed supernatant of pretreated sludge at different temperatures

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表 1 污泥热水解预处理前后特性比较

Table 1. Characteristics of sludge before and after thermal hydrolysis pretreatment

实验组	pH	COD/(g·L⁻¹)		TN/(g·L⁻¹)		氨氮/(g·L⁻¹)	TP/(g·L⁻¹)
实验组	pH	总指标	溶解态指标	总指标	溶解态指标	氨氮/(g·L⁻¹)	总指标	溶解态指标
未预处理	7.01±0.02	93.39±1.10	1.65±0.15	6.52±0.29	0.17±0.01	0.01±0.00	2.49±0.05	0.15±0.02
140 ℃组	5.91±0.12	92.84±0.42	35.73±1.03	6.76±0.03	3.78±0.07	0.61±0.03	2.40±0.06	0.78±0.01
170 ℃组	5.53±0.10	89.06±2.04	40.71±0.11	6.59±0.17	3.56±0.05	0.99±0.03	2.37±0.03	0.82±0.04
200 ℃组	5.44±0.18	89.79±2.96	40.37±0.30	6.75±0.11	3.98±0.07	0.77±0.02	2.35±0.06	0.79±0.02
230 ℃组	6.58±0.22	83.08±0.45	40.08±0.15	6.17±0.30	4.22±0.04	0.76±0.02	2.29±0.01	0.67±0.01
260 ℃组	6.69±0.27	84.78±1.06	38.31±0.28	6.40±0.15	4.70±0.09	2.12±0.08	2.41±0.06	0.53±0.01

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实验组	pH	蛋白质/(g·L⁻¹)		碳水化合物/(g·L⁻¹)		SS/(g·L⁻¹)	VSS/(g·L⁻¹)
实验组	pH	总指标	溶解态指标	总指标	溶解态指标	SS/(g·L⁻¹)	VSS/(g·L⁻¹)
未预处理	7.01±0.02	46.30±0.98	0.14±0.01	15.49±0.41	0.93±0.03	99.97±1.23	67.99±0.74
140 ℃组	5.91±0.12	42.25±1.02	18.80±0.25	15.43±0.04	8.74±0.35	62.43±1.11	37.39±1.33
170 ℃组	5.53±0.10	42.03±0.57	20.56±0.13	14.73±0.05	9.10±0.03	55.77±0.57	40.20±0.40
200 ℃组	5.44±0.18	33.16±0.64	11.68±0.08	10.81±0.05	1.92±0.02	53.36±0.34	28.55±1.55
230 ℃组	6.58±0.22	32.15±0.26	16.87±2.20	6.06±0.84	0.79±0.01	52.48±0.32	26.23±1.06
260 ℃组	6.69±0.27	28.05±0.45	14.93±0.10	6.59±0.09	0.65±0.01	50.8±0.49	22.25±0.55

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表 2 傅里叶红外光谱振动频率所对应的基团

Table 2. Functional groups corresponding to vibrational frequencies of Fourier infrared spectra

波数/cm⁻¹	对应官能团及其振动类型	波数/cm⁻¹	对应官能团及其振动类型
3 050~3 600	多糖类O—H伸缩振动峰	1 365~1 625	芳环碳骨架振动峰
3 000~3 100	烯类，芳香基，三元环类—CH	1 300~1 480	糖类CH₃、CH₂和CH变角
2 850~3 000	脂肪族C—H，C—H₂,C—H₃伸缩振动峰	1 200~1 350	芳香族仲胺C—N伸缩振动峰
2 960	CH₃不对称伸缩振动峰	1 050~1 250	醇、酚、酯和醚类相关C—O吸收峰
1 600~1 660	氨基酸 ${\rm{NH}}_3^ +$ 不对称变角	650~1 000	=C—H，—N—H
1 620~1 640	氨基酸 ${\rm{NH}}_2^ +$ 变角振动峰	500~800	C—Cl，C—Br，C—I

波数/cm⁻¹	对应官能团及其振动类型	波数/cm⁻¹	对应官能团及其振动类型
3 050~3 600	多糖类O—H伸缩振动峰	1 365~1 625	芳环碳骨架振动峰
3 000~3 100	烯类，芳香基，三元环类—CH	1 300~1 480	糖类CH₃、CH₂和CH变角
2 850~3 000	脂肪族C—H，C—H₂,C—H₃伸缩振动峰	1 200~1 350	芳香族仲胺C—N伸缩振动峰
2 960	CH₃不对称伸缩振动峰	1 050~1 250	醇、酚、酯和醚类相关C—O吸收峰
1 600~1 660	氨基酸 ${\rm{NH}}_3^ +$ 不对称变角	650~1 000	=C—H，—N—H
1 620~1 640	氨基酸 ${\rm{NH}}_2^ +$ 变角振动峰	500~800	C—Cl，C—Br，C—I

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[1]	LI H, LI C, LIU W J, et al. Optimized alkaline pretreatment of sludge before anaerobic digestion[J]. Bioresource Technology, 2012, 123: 189-194. doi: 10.1016/j.biortech.2012.08.017
[2]	ZHEN G Y, LU X, KATO H, et al. Overview of pretreatment strategies for enhancing sewage sludge disintegration and subsequent anaerobic digestion: Current advances, full-scale application and future perspectives[J]. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 2017, 69: 559-577. doi: 10.1016/j.rser.2016.11.187
[3]	KEPP U, MACHENBACH I, WEISZ N, et al. Enhanced stabilisation of sewage sludge through thermal hydrolysis-three years of experience with full scale plant[J]. Water Science & Technology, 2000, 42(9): 89-96.
[4]	李孟, 章蕾, 张倩, 等. 污泥高温热水解预处理的影响条件及机理研究[J]. 武汉理工大学学报, 2013(10): 121-125.
[5]	ZHUO Y, HAN Y, QU Q L, et al. Pre-separation of ammonium content during high solid thermal-alkaline pretreatment to mitigate ammonia inhibition: Kinetics and feasibility analysis[J]. Water Research, 2018, 139: 363-371. doi: 10.1016/j.watres.2018.03.064
[6]	何选明, 王春霞, 付鹏睿, 等. 水热技术在生物质转换中的研究进展[J]. 现代化工, 2014, 34(1): 26-29.
[7]	HAN Y, ZHUO Y, PENG D C, et al. Influence of thermal hydrolysis pretreatment on organic transformation characteristics of high solid anaerobic digestion[J]. Bioresource Technology, 2017, 244: 836-843. doi: 10.1016/j.biortech.2017.07.166
[8]	杜元元, 汪恂, 王姗. 热水解温度和时间对污泥中物质的释放的影响[J]. 水处理技术, 2017, 43(8): 78-81.
[9]	程瑶, 韩芸, 卓杨, 等. 温度对热水解预处理高含固污泥特性的影响[J]. 环境工程学报, 2016, 10(1): 334-338.
[10]	王治军, 王伟. 污泥热水解过程中固体有机物的变化规律[J]. 中国给水排水, 2004, 20(7): 1-5. doi: 10.3321/j.issn:1000-4602.2004.07.001
[11]	卓杨, 韩芸, 程瑶, 等. 高含固污泥水热预处理中碳、氮、磷、硫转化规律[J]. 环境科学, 2015, 36(3): 1006-1012.
[12]	李倩倩, 郭亮, 赵阳国, 等. 热处理温度对污泥水解效果的影响及其三维荧光光谱特征[J]. 中国海洋大学学报(自然科学版), 2016, 46(9): 102-106.
[13]	国家环境保护总局. 水与废水监测分析方法[M]. 4版. 北京: 中国环境科学出版社, 2002
[14]	SAWASAKI T, HASEGAWAY, TSUCHIMOCHI M, et al. A bilayer cell-free protein synthesis system for high-throughput screening of gene products[J]. FEBS Letters, 2002, 514(1): 102-105. doi: 10.1016/S0014-5793(02)02329-3
[15]	SPONZA D T. Extracellular polymer substances and physicochemical properties of flocs in steady and unsteady-state activated sludge systems[J]. Process Biochemistry, 2002, 37(9): 983-998. doi: 10.1016/S0032-9592(01)00306-5
[16]	李海兵, 刘志英, 林承顺, 等. 微波预处理对剩余污泥生化处理的影响[J]. 环境工程学报, 2018, 12(4): 1254-1260. doi: 10.12030/j.cjee.201709173
[17]	李定昌, 王琦, 高景峰, 等. 不同粒径成熟好氧颗粒污泥EPS的三维荧光光谱特性[J]. 中国给水排水, 2018, 34(7): 26-31.
[18]	翁诗甫, 徐怡庄, 等. 傅里叶变换红外光谱仪[M]. 北京: 化学工业出版社, 2016.
[19]	李广, 李晶, 焦晓霞, 等. 剩余污泥热水解特性试验研究[J]. 给水排水, 2015, 41(1): 129-131.
[20]	DONOS-OBRAVO A, PEREZELVIRA S, AYMERICH E, et al. Assessment of the influence of thermal pre-treatment time on the macromolecular composition and anaerobic biodegradability of sewage sludge.[J]. Bioresource Technology, 2011, 102(2): 660-666. doi: 10.1016/j.biortech.2010.08.035
[21]	郑蕾. 活性污泥胞外聚合物吸附重金属效能与机制研究[D]. 哈尔滨: 哈尔滨工业大学, 2006
[22]	韩芸, 王晓飞, 卓杨, 等. 预处理条件对高含固污泥热水解有机物组分转化的影响[J]. 安全与环境学报, 2018, 18(4): 1527-1532.
[23]	李瑞. 活性污泥法除磷过程中胞内储存物质的红外光谱解析与应用[D]. 合肥: 安徽建筑工业学院, 2012.
[24]	CHEN W, WESTERHOFF P, LEENHEER J A, et al. Fluorescence Excitation-emission matrix regional integration to quantify spectra for dissolved organic matter[J]. Environmental Science & Technology, 2003, 37(24): 5701-5710.
[25]	李卫华, 盛国平, 王志刚, 等. 废水生物处理反应器出水的三维荧光光谱解析[J]. 中国科学技术大学学报, 2008, 38(6): 39-46.
[26]	ZHEN G Y, LU X, WANG B, et al. Synergetic pretreatment of waste activated sludge by Fe(II)-activated persulfate oxidation under mild temperature for enhanced dewaterability[J]. Bioresource Technology, 2012, 124: 29-36. doi: 10.1016/j.biortech.2012.08.039
[27]	SHANABLEH A, JOMAA S. Production and transformation of volatile fatty acids from sludge subjected to hydrothermal treatment[J]. Water Science & Technology, 2001, 44(10): 129-135.
[28]	欧阳二明, 王伟. 污泥热水解过程中有机物分子量和荧光特征变化规律[J]. 中国环境科学, 2008, 28(12): 8-13.
[29]	HANER A, MASON C A, HAMER G. Death and lysis during aerobic thermophilic sludge treatment: Characterization of recalcitrant products[J]. Water Research, 1994, 28(4): 863-869. doi: 10.1016/0043-1354(94)90092-2

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图( 3) 表( 3)

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1. 材料与方法
1.1 实验水质及接种污泥
1.2 中试装置及运行条件
1.3 内源反硝化批次实验方法
1.4 分析项目与方法
1.5 相关指标计算方法
2. 结果与讨论
2.1 系统对污染物的去除效果
2.2 系统脱氮除磷过程分析
2.3 微生物多样性分析
2.4 SDR-AOA工艺评价
3. 结论

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随着我国城市污水处理量的增加，污泥产量也急剧增加^[1]。污泥若得不到妥善处置，会给环境带来二次污染。因此，污泥的减量化和资源化利用已成为研究热点^[2]。针对剩余污泥单独厌氧消化处理效率低的缺点，水热预处理+厌氧消化的组合工艺，可有效提高污泥水解效率，在国内外污水处理厂已有成功运行的案例^[3-5]。如能进一步提高剩余污泥含固率，采用高含固污泥进行水热预处理，则可大幅提高生物质能转化效率并降低整个工艺能耗^[6]。水热预处理通过高温将污泥中微生物絮体解体，使得胞内有机物释放至液相，转化为溶解态有机物(dissolved organic matter，DOM)，从而提高后续厌氧消化效率^[7]。

预处理温度和时间是热水解的主要影响因素^[8]。程瑶等^[9]研究发现，在不同的温度下，对含固率为10%污泥进行水解时，170 ℃、50 min条件下水解效果最佳，污泥中大部分固相有机物水解为溶解态物质转移至液相。污泥固态有机物水解为溶解态有机物的效果通常采用挥发性悬浮固体(volatile suspended solid，VSS)的水解率来表征。王治军等^[10]研究发现，在水解过程中，VSS的溶解速度常数与温度的关系符合Arrhenius方程，验证了温度为热水解重要的影响因素。卓杨等^[11]在165 ℃、50 min条件下对10%高含固污泥进行热水解得出1 g VSS约产生1.48 g溶解化学需氧量(soluble chemical oxygen demand，SCOD)，表明污泥中的固体有机物在此条件下充分溶解。

污泥中有机物类型通常可分为酪氨酸类、色氨酸类、富里酸类、可溶解性微生物产物和腐殖酸类物质5种，不同有机物组分及含量对后续处理效率影响较大^[12]。目前的研究多关注污泥热水解过程中溶解性有机物变化，对于水解后溶解性有机物的官能团构成以及组分变化的研究较少。由于污泥热水解属于物化反应，从有机官能团变化的视角分析污泥热水解过程，可为污泥热水解后资源的回收利用提供一定的理论基础。本研究针对含固率为10%的高含固污泥在不同温度下进行水热预处理，分析水热处理前、后污泥溶解性指标的变化；在此基础上，进行傅里叶变换红外光谱和三维荧光光谱分析，进一步探讨热水解对污泥有机物官能团影响和有机物组分变化情况，探究污泥热水解效果和物质转化规律，以期为后续污泥资源化利用提供参考。

1. 材料与方法

1.1. 实验材料

实验污泥取自西安市某污水处理厂(A²/O工艺)剩余污泥。将剩余污泥用筛(1.0 mm)过滤后，投加絮凝剂(PAM)沉降脱水，用自来水将含固率调至10%作为污泥热水解预处理的实验用泥。

1.2. 实验装置

热水解实验使用热水解预处理实验装置，高压反应釜(KCF-5型，北京世纪森朗有限责任公司)有效容积为5 L，工作温度 < 350 ℃，工作压力 < 10 MPa。实验针对高含固污泥(10%含固率)采用不同预处理温度(分别为140、170、200、230和260 ℃)进行热水解预处理，反应釜投加1.2 L实验污泥，在设定温度下热水解30 min，待热水解反应结束后停止加热，当反应釜自然冷却至室温，再取出水解污泥并置于4 ℃冰箱保存待分析。

1.3. 实验分析指标及测定方法

热水解实验过程中测定的样品指标主要分为2类：总指标和溶解态指标。总指标测定的预处理方法：取5 mL左右热水解后污泥(简称水解液)置于超声波细胞破碎仪(JY-92II型，上海比郎仪器制造有限公司)中，待测样品在超声波细胞破碎仪中充分破碎后置于冰箱待用。溶解态指标测定的预处理方法：取经热水解后污泥约80 mL于100 mL离心管，置于离心机(5804R型，德国Eppendorf公司)中离心(10 000 r·min⁻¹，10 min)后，取上清液经快速定性滤纸过滤后置于冰箱待用。

COD采用重铬酸钾法^[13]测定；蛋白质采用Folin-酚试剂法测定，以牛血清蛋白作为标准样品^[14]；碳水化合物采用苯酚-硫酸法测定，以葡萄糖为标准样品^[15]；SS、VSS采用称重法测定氨氮采用纳氏试剂分光光度法测定；TN采用碱性过硫酸钾氧化-紫外分光光度法测定；TP采用过硫酸钾氧化-钼酸铵分光光度法^[13]测定。

傅里叶红外光谱^[16]可探究上清液中官能团存在形式，三维荧光光谱^[17]则可探究溶解有机物组分处理前后变化情况。傅里叶红外光谱仪(Nicolet6700，深圳市瑞盛科技有限公司)采用溴化钾压片法检测，首先将热水解预处理过后的污泥水解上清液进行冷冻干燥预处理，再用溴化钾作为稀释剂稀释样品(待测样品1 mg，溴化钾150 mg)，充分研磨后压成薄片^[18]待测；三维荧光分光光度计(F-7000，日立高新技术公司)，将各个热水解处理温度水样稀释相应的倍数后使用比色皿进行测试。

3. 结论

1)对含固率为10%的高含固污泥，比较140、170、200、230和260 ℃下的水热预处理效果表明，在水热预处理条件为170 ℃、30 min时，污泥中蛋白质和碳水化合物充分水解，SCOD、溶解性蛋白质和溶解性碳水化合物浓度达到最大值。

2)在水热预处理温度为170 ℃时，大分子有机物分解为小分子有机物，高含固污泥中多糖分解为二糖和单糖，含有大量O—H键。

3)高含固污泥经水解后，DOM中可被生物利用的微生物代谢产物所占比例随水热预处理温度的升高先增大再减小，在170 ℃时所占比例达到最大；并且，该温度下难被生物利用的腐殖酸类物质所占比例最小。综合考虑，170 ℃为最佳水热预处理温度，更有利于后续污泥的资源化利用。

参考文献 (29)

不同温度水热处理对高含固污泥有机物转化及组分的影响

作者简介: 高源(1994—)，男，硕士研究生。研究方向：污泥热水解。E-mail：773821108@qq.com

通讯作者: 韩芸(1974—)，女，博士，教授。研究方向：污泥处理。E-mail：hanyun@xauat.edu.cn;