热水解厌氧消化是近年来国内外污泥处理技术新的应用方向^[1,2]。国外美国华盛顿特区Blue Plains污水处理厂、英国泰晤士水务Davyhulme项目, 国内北京的小红门、高碑店、槐房、高安屯、清河第二污泥处理中心项目, 均采用热水解厌氧消化技术。其中, 华盛顿特区Blue Plains污水处理厂和北京的小红门、高碑店污泥处理中心项目为现况污泥区域升级改造。本文以国内最早运行的热水解厌氧消化小红门污泥处理中心项目 (以下简称小红门项目) 为例, 通过比对改造前后的消化系统运行情况, 分析总结热水解厌氧消化与常规厌氧消化的区别与特点。

小红门污泥热水解厌氧消化项目位于小红门污水处理厂厂区东北部, 污水处理厂建设规模为60万m³/d (K_z=1.3) , 峰值流量为78万m³/d。污泥处理系统包括5座卵形消化池、3座沼气柜、2套干式脱硫塔、1座湿式脱硫设备间、1座沼气锅炉房、2套废气燃烧器等。其中5座消化池均为一级消化池, 采用卵型池型, 单座池容为12 000 m³。

小红门项目于2008年11月12日首次启动, 产生的沼气用于驱动水区的鼓风机和冬季供暖, 多余的沼气通过废气燃烧器烧掉。2015年9月, 该系统停止运转, 开始实施热水解厌氧消化工程的升级改造。改造内容为增加热水解预处理装置, 热水解采用Cambi技术, 消化池仍采用原有消化池。2016年4月, 改造完成后, 消化系统 (消化池运行组数减少为4座消化池) 重新启动。2016年7月18日, 随着热水解系统开始调试, 常规厌氧消化调整为热水解厌氧消化。2017年3月9日, 系统开始承接外来污泥的处理。

表1为2012年 (改造前为常规厌氧消化的代表) 和2017年 (改造后为热水解厌氧消化的代表) 污水处理厂进水水质、水量及消化系统情况说明。

常规厌氧消化的基本操作有进泥、排泥、换热和搅拌等, 热水解厌氧消化的不同之处是换热方式由升温调整为降温。尤其是夏季, 要密切关注消化池的换热情况。

2012年消化池的进泥比较单一, 全部为水区的初沉污泥, 平均2 258 m³/d;2017年消化池进泥为经热水解预处理后的混合污泥, 平均1 429 m³/d, 进入热水解预处理的污泥情况比较复杂, 包括本厂污泥和外接污泥两部分。3月9日前, 只处理本厂污泥, 即初沉污泥和浓缩后的剩余污泥经预脱水而成的混合污泥。3月9日后, 热水解系统既处理本厂污泥也处理外接污泥。外接污泥主要为吴家村、卢沟桥、五里坨、肖家河等污水处理厂的脱水泥饼, 平均200 t/d (含水率83%) 。对于热水解厌氧消化系统而言, 需考虑外接污泥成分对消化池的影响。

2012年消化池进泥主要为初沉污泥, 进泥有机分平均值为63%, 进泥含水率平均值为96%;2017年消化池进泥为混合污泥, 进泥有机分平均值为56%, 进泥含水率平均值为92%。

从图1可看出, 随着外接污泥量、来源等发生变化, 混合污泥中的有机分等波动较明显。3月9日前, 污泥来源单一, 有机分平均为67%;承担外接污泥处理后, 整体消化池进泥有机分降低。但是, 消化池进泥含固量明显增加, 2017年较2012年进泥含固量提高2倍。

改造前后进泥中VFA和ALK的变化见图2。2012年消化池进泥中VFA平均值为513 mg/L, ALK平均值为2 107 mg/L;改造后2017年, 消化池进泥中VFA平均值为915 mg/L, ALK平均值为1 881 mg/L, 与2012年比较, VFA增加78%, ALK降低11%。

2012年消化池排泥采用顶部溢流排泥+泵辅助排泥。2017年消化池采用顶部溢流排泥或底部电动调节阀排泥, 原有辅助泵系统拆除。从运行效果看, 采用顶部溢流排泥方式, 排泥比较顺畅, 运行一年多的时间, 没有出现溢流排泥堵塞现象。

2012年消化池运行需加热, 加热热源来自沼气拖动鼓风机的余热, 不够的情况下由锅炉房的热水作为热源补充。2017年升级改造后, 由于热水解预处理后出泥温度较高, 消化池利用原有换热器进行降温换热, 降温冷源为污水处理厂二沉池出水。

2012年消化池采用压缩机进行搅拌。2017年, 拆除原有压缩机, 并进行压缩机进出气管的改造, 更新替换为大功率压缩机。沼气搅拌方式不变, 搅拌气量由1.67 m³/ (min·m³池容) 升至3.4 m³/ (min·m³池容) 。

消化效果一般从消化污泥的泥质、有机物分解率、产气能力等指标进行衡量。

酸碱比为VFA和ALK的比值, 改造前后消化池内酸碱比变化见图3。2012年消化污泥酸碱比平均值为0.025;2017年消化污泥酸碱比平均值为0.128。酸碱比增加的原因是热水解厌氧消化池进泥中VFA较常规厌氧消化进泥的VFA有明显的增加。

选取历史同期1～3月数据, 进行消化污泥中氨氮含量对比 (见图4) 。2012年消化池污泥中氨氮含量在214～709 mg/L, 平均值为503 mg/L;2017年消化池污泥中氨氮含量在1 360～2 140 mg/L, 平均值为1 808 mg/L。热水解厌氧消化较常规厌氧消化, 污泥中氨氮含量有明显增加。

2017年1～3月数据, 消化池运行温度39 ℃, pH 7.3, 通过计算公式^[1], 将污泥中的氨氮含量换算成游离氨的浓度。计算发现, 2017年氨氮平均值为1 808 mg/L, 折算成游离氨的浓度为51 mg/L, 远低于文献中145～600 mg/L的数值。这说明改造后的热水解厌氧消化工艺, 游离氨在正常范围内。该消化系统没有氨抑制作用。

2012年消化池有机负荷平均为0.91 kgVS/m³, 2017年消化池有机负荷平均为1.14 kgVS/m³。从图5可看出, 2017年消化池有机负荷较2012年有所提升。与国内同类项目^[2]有机负荷范围1～1.9 kgVS/m³相比基本一致。可以考虑进一步提升有机负荷。

2012年消化池有机物分解率在19.8%～59.8%。2017年为30.7%～60.0%, 平均42%。从图6看, 热水解厌氧消化的有机物分解率似乎没有明显的提升。分析原因, 主要是2012年, 消化池单一处理初沉污泥, 初沉污泥本身容易分解产气。而2017年改造后, 消化池进泥中除初沉污泥外, 还增加剩余污泥, 还有来自吴家村、卢沟桥等污水处理厂的初沉和剩余污泥等, 在进泥有机分 (2017年进泥有机分平均为56%) 较历史同期 (2012年进泥有机分平均为63%) 低的情况看, 有机物分解率实际上依旧维持在较高的水平。

消化池吨干泥产气量变化见图7。2012年消化池吨干泥产气量为187 m³/tDS;2017年消化池吨干泥产气量为341 m³/tDS, 增幅82%。将2017年的吨干泥产气量折算成含水率为80%的原污泥, 产气量为68.2 m³/tDS, 远高于国内40～50 m³/tDS消化项目^[3]。

2012年消化池分解单位公斤有机物产气量为0.78 m³/kgVS;2017年消化池分解单位公斤有机物产气量为1.32 m³/kgVS。从图8可以看出, 从分解单位公斤有机物产气量看, 热水解厌氧消化优势明显。

沼气中主要成分是甲烷和二氧化碳。对比2012和2017年沼气成分发现 (见图9) , 2017年的沼气中甲烷含量较2012年有下降, 但甲烷含量基本在45%～70%。分析差异, 主要还是进泥来源变化所导致。

热水解厌氧消化中, 热水解工序是作为消化池的预处理系统。随着污泥的浆化、反应、闪蒸, 污泥热水解过程中会排放不凝气体, 即“热水解工艺气”。实际工程中是通过降温、水洗, 分别通过气、水两种途径送到消化池内进行降解。

由表2中2018年监测数据显示, 工艺气中含有大量的甲硫醚、甲硫醇、氨、硫化氢等气体。这些气体恶臭, 腐蚀性强。在实际运行中应充分重视安全防护。

热水解厌氧消化污泥中的氨氮含量较常规厌氧消化含量高。虽然小红门项目现况消化池为一级消化池, 没有上清液的排放, 但需关注脱水后的滤液。滤液中除氨氮外, 还有COD、总磷等污染物。实际工程中是将脱水后滤液收集进入厌氧氨氧化专门处理设施进行处理, 尤其要加强滤液的水质监测。

2012年消化池为常规厌氧消化, 运行5座消化池, 进泥量为2 258 m³/d, 进泥平均含水率为96%, 为设计消化进泥量 (3 000 m³/d) 的75%。2017年, 消化池改造后, 运行4座消化池, 系统进泥量为1 429 m³/d, 进泥平均含水率为92%, 为设计进泥量 (2 200 m³/d) 的65%。

从消化池运行负荷看, 改造后的消化池实际负荷有所降低。从消化池运行数量看, 现况消化池的进泥量完全可以只运行3座消化池, 可减少1座消化池的运行, 降低运行成本。

消化池由常规厌氧消化改造为热水解厌氧消化后, 消化系统面临的一个重要问题就是换热降温。在实际工程中, 降温主要有3方面:一是消化池污泥循环换热的降温;二是热水解闪蒸污泥的降温;三是沼气利用设备的降温。目前, 这三部分余热未能利用, 将来需考虑热量的综合利用。

分析小红门2012年和2017年的运行数据, 可作为两种消化方式常规厌氧消化和热水解厌氧消化的典型数据进行对比。

热水解厌氧消化与常规厌氧消化相比, 消化池的基本操作没有大的调整;热水解厌氧消化较常规厌氧消化处理污泥的类型途径更广泛, 增加了剩余污泥的处理;热水解厌氧消化在进泥有机分较低的情况, 通过热水解和厌氧消化耦合, 提高消化池进泥的VFA, 提升单位公斤有机物产气量, 进而提升总产气量, 要明显优于常规厌氧消化。

但是, 热水解厌氧消化由于工艺特点, 还有一些重要的附属系统如热水解的工艺气、消化后脱水滤液等均需引起重视。