摘要

研究了低至中溫(44-121℃)熱水解(THP)處理一級(PS)和二級(WAS)城市汙水汙泥對碳水化合物、蛋白質、類黑素和甲烷生成潛力的影響。結果表明，1.5 - 12%的揮發性固體(VS)被水解為過濾溶解固體(FDS)，其中55-100%為碳水化合物和蛋白質，這取決於汙泥類型和THP溫度。以g gVS-1計算，蛋白質的生成是碳水化合物值的160 - 350%，WAS值是PS值的4 - 5倍。無論是PS還是WAS，在所有溫度下形成的低分子量(LMW)蛋白都比高分子量(HMW)蛋白多得多。PS產生的碳水化合物也是如此，但WAS產生的LWM和HWM數量相似。低中溫THP使WAS的BMP從未處理的145ml CH4 gVS-1增加到高達230 ml CH4 gVS-1(根據溫度增加44 - 57%)，而僅名義上增加PS的BMP(增加0 - 7.5%)。THP在WAS中形成的黑色素比PS多，在本研究評估的範圍內，THP對溫度的依賴性很小。PS和was的上清液顏色增加了近20倍，這與THP溫度的升高密切相關。總體而言，中低溫THP對WAS的影響顯著，對PS的影響有限。

關鍵字

主要汙泥;廢棄活性汙泥;熱水解法(THP);碳水化合物;蛋白質;類黑色素;甲烷潛力(BMP)

簡介

典型的城市汙水處理廠(WWTPs)產生的兩種汙泥是初級汙泥(PS)和廢活性汙泥(WAS)。這些汙泥含有大量可降解有機物、金屬和致病微生物，因此必須進行適當處理和處置，或使其安全再利用，以限製潛在的環境和公共衛生問題[1]。汙泥處理是汙水處理設施的主要問題，因為其設施、運行和維護成本較高。厭氧消化(AD)是最常用的汙泥處理方法，因為它既能穩定汙泥，又能將複雜的有機基質轉化為富含甲烷的沼氣，從而回收能量[3-5]。AD有水解、產酸、產乙酰和產甲烷四個生物過程。水解被稱為速率限製步驟，在此過程中，複雜的生物聚合物被分解為單體和低聚物[6-8]。在AD之前可采用預處理工藝加速水解，從而提高生化甲烷電位(BMP)，加快反應速率(減少消化時間)[9-13]。這可以通過熱、化學或機械的方式來完成。一些預處理方法還可以提高汙泥的脫水性和粘度(采用下遊幹燥可以減少能源需求)，還可以殺死病原體，這有助於生物固體生產/再利用的應用[14-19]。熱水解工藝(THP)預處理是一種已商業化的AD預處理工藝。

在THP預處理中，汙泥基質在升高的溫度和壓力(通常為130-220℃，0.7-0.8 MPa)下處理10 ~ 30分鍾[4]。複雜的顆粒底物(揮發性固體，VS)被溶解/水解/去自然化成產品，可以在AD中更快更徹底地消耗，從而提高甲烷產量和反應動力學[4]。有報道稱THP可提高汙水汙泥的生物降解性，提高VS還原，允許更高的有機負載量和更小的反應器，降低汙泥粘度，提高消化汙泥的脫水性，減少異味，減少病原體再生[11- 21]。商業化的THP流程包括:CAMBI(最廣泛的建立了67個全係統，在全球範圍內運行，挪威Asker)， BIO THELYS^™威立雅(巴黎，法國)，Lystek THP^®反應堆(英國劍橋)，TurboTec^®來自Sustec (Wageningen, Netherlands)， LysoTherm^®來自ELIQUO (Barneveld, Netherlands) Aqualysis (Aqualogy (Groningen, Netherlands)和tH₄從技術+₄+(馬德裏,西班牙)。CAMBI的THP包括三個連續單元，包括預熱罐、蒸汽加熱反應堆(140-165°C)和一個爆發生物質電池的閃光罐。主要的運行問題是在壓力下泵送和換熱器的腐蝕[17-22]。在生物圈裏^TM分批熱水解工藝，脫水汙泥通過直接注蒸汽加熱至150-180°C，然後冷卻以供AD使用[21-24]。

THP促進了汙泥特性的變化，改善了消化性能，PS應該比WAS更不明顯。PS主要含有相對容易生物降解的有機材料;然而，WAS主要由生物量組成，其中大部分有機物在微生物細胞內，由堅固的細胞壁保護。因此，研究發現WAS的THP可以通過破壞細胞壁[4]有效地促進消化，而化學製劑(如高pH堿水解)、凍渣和機械破壞(如超聲波)也可以達到同樣的效果。在AD中，細胞壁的破壞通常發生在生物化學上通過酶。大分子成分，如蛋白質、脂類和多糖被分解，產生一些頑固的有機物(糖+蛋白質的黑素類和阿瑪多裏產物)，特別是在高溫下[25,26]。

大多數THP的研究和實踐都集中在130 - 220°C的高溫THP上，對較低溫度下的成分形態研究較少。Kuglarz M等人[27]研究了在30 ~ 100℃溫度下的WAS熱處理，發現隨著溫度的升高，COD的增溶性逐漸提高，在80 ~ 100℃時達到15%左右。可溶性蛋白濃度在60-70℃時達到最高水平，80-100℃時由於美拉德反應(產生黑素)略有下降。他們發現，當溫度高於40°C(最高可達100°C)時，甲烷產率值不會受到顯著影響。眾所周知，美拉德反應可在高溫下產生黑素[28]，但在低/中溫THP條件下的數據很少。在經過熱處理(55°C)的混合汙泥[29]中發現了高的碳水化合物和蛋白質增溶率，反應時間長(3 ~ 13小時)。Salsabil MR等[30]發現，WAS的熱處理可使有機物增溶率提高5 ~ 16%。Liao X等人[31]發現，在60-80°C條件下，混合PS+WAS的THP可使沼氣產量提高24.4%。Climent M等人[32]發現，經過70°C熱處理的WAS的沼氣產量增加了50%。通過對某乳業廢水中WAS的熱化學處理研究發現，與處理未改變WAS[33]的對照厭氧沼氣池相比，優化條件為60℃、pH值為12，可使COD增溶率提高23%，懸浮物減少22%，沼氣產量提高51%。

在本研究中，PS和WAS在44℃至121℃的低/中溫度THP下處理，研究水解產物的變化作為處理溫度的函數以及生物甲烷電位的變化。

材料和方法

PS和WAS是從一個滴灌-過濾器-固體接觸(TF/SC)二級汙水處理廠中獲得的，該汙水處理廠每天接收平均流量為9800萬升(MLD)(2600萬加侖/天，MGD)的城市廢水，不含工業成分。樣品在4℃下保存，並在收集後48小時內使用。熱處理過程是將100毫升容量的特氟龍內襯不鏽鋼水熱合成反應器(中國杭州寶石山)放入預熱的烘箱中，其中包含90毫升汙泥樣品(含6至16克揮發性固體[VS])。反應堆容器能承受高達3兆帕的壓力。這些反應堆有很大的熱質量，因此需要時間來加熱汙泥內容物。放置在反應堆內部的溫度指示帶被用來確定內部溫度和所需的加熱時間。7種不同的反應溫度(44、60、72、77、88、104和121°C)通過加熱到規定的溫度60分鍾。在分析內容物之前，將熱反應器轉移到冰水浴中快速冷卻到室溫。在本研究中，44、60、72、77和88℃被認為是“低溫”THP, 104和121℃被認為是“中”溫度THP。

汙泥樣品在3260 G下離心5分鍾，上清液經0.45 μm膜過濾器(Millipore, Millex^®- HN過濾器裝置，愛爾蘭)。采用Amicon攪拌池(Millipore, Amicon^®，德國)包含一個超濾盤10kDa (Millipore, Ultracel^®10 kDa超濾盤，美國)。在頂空壓力為0.38 MPa (55 psi)的攪拌槽中處理約30 ml的0.45 μm濾液20分鍾，得到15 ml的濾液。

冷凍幹燥後測定0.45 μm和10 kDa濾液過濾後的溶解固體(FDS)。7毫升液體樣品在密封玻璃小瓶中在-40°C的冰箱中冷凍12小時，然後打開小瓶並放入冷凍幹燥機(SP scientific，型號# 6kbts -55, Qarminster, PA, USA)。冷凍幹燥24- 48小時進行冰升華，剩餘完全幹燥的粉末稱做FDS。剩下的0.45 μm和10 kDa濾液(8 ml)對各種成分進行分析。碳水化合物測定采用苯酚-硫酸法[34]。蛋白質測定采用Lowry-Folin法[35]。10kda濾液被認為是低分子量(LMW)材料。用0.45 μm濾液濃度減去10 kDa的濾液濃度計算高分子質量(HMW)材料。通過從總高分子量物質中減去高分子量蛋白質和高分子量碳水化合物餾分來計算黑素濃度[28,36]。

總固體(TS)、VS、堿度、總溶解固體(TDS)和顏色(Co-Pt單位)分別采用標準方法2540B、2540E、2320B、2540C和2120C([37])測定。生化甲烷電位(BMP)的測量使用自動化AMPTS II設備(瑞典隆德Bioprocess Control AB)，該設備使用500毫升體積反應器、溫度控製、攪拌攪拌板和15個反應器的連續甲烷氣體流速測量。BMP檢測的接種物是來自同一TF/SC處理廠的消化汙泥。工作體積為400 ml，接種量與汙泥比(I/S比)為2.5。在密封前，用純氮衝洗頂空3分鍾以去除氧氣，並以每小時200轉的轉速啟動攪拌器10分鍾。密封的反應器保持在38°C的水浴中，直到沼氣生產停止24小時。所有BMP測量均重複進行，包括種子空白。利用熱導檢測器(TCD, Thermo Scientific,Waltham, MD)和Rt-Q-Bond柱(30 m × 0.25 mm × 8 μm, Restek, Bellefonte, PA)對沼氣進行氣相色譜分析。入口和烘箱溫度保持在30°C，氦氣作為載氣，流速為1.2 ml / min^－1．用氣密注射器手動注入80 μl氣體樣品，劈開比為40。TCD極性設置為正，TCD和燈絲溫度分別設置為200和250°C。

結果與討論

表1顯示了本研究使用的PS和WAS的基本特性。未處理和thp處理的PS和WAS中HMW和LMW FDS的含量如圖1所示。thp處理過的樣品中增加的FDS量代表每克VS (mg FDS gVS)溶解到液相的汙泥固體總量(mg)^－1)．LWM FDS為10 kDa濾液FDS。HWM FDS為0.45 μm濾液FDS減去10 kDa濾液FDS。THP使HWM FDS從1.1 mg gVS提高^－13.0 ~ 15.5 mg gVS^－1(2 - 14毫克的克^－1增加;170 ~ 1300%)與水解溫度的升高成正比(圖1a)。THP對PS中LMW FDS的影響是截然不同的。對於PS, THP從10 mg gVS提高了LMW FDS^－1到23到28毫克gVS^－1(13 - 17毫克的克^－1增加;120 ~ 175%)，沒有明顯的溫度影響。在所有溫度下，特別是在較低溫度下，更多的VS被LMW FDS溶解。在60°C時，LMW材料的溶解量僅略少於在121°C時的溶解量。因此，低分子量產物可以被認為是PS固體的“易溶”或“低溫可溶”部分。此外，數據似乎表明，從汙泥固體到高分子量固體再到低分子量固體的增溶不是一個循序漸進的過程。

圖1:PS (a)和WAS (b)的低/中溫THP後過濾的溶解固體的高分子量和低分子量。

	pH值	堿度(毫克升－1作為CaCO3.）	濃度(毫克升－1）	TDS(毫克升－1）	TS (%)	VS (%)
PS	5.6	1000年	3543年	1733年	19.686	16.351
是	6.3	200	263	967	7.653	6.186

表1:在一個城市汙水處理廠收集PS和WAS的基本特征。

在這裏測試的所有溫度下，THP對WAS增溶作用的影響都比PS大得多(圖1b)。THP使FDS的高分子量分數從26 mg gVS提高^－1未處理的WAS的劑量為35- 85 mg gVS^－1(9-49毫克g^－1增加;35%到225%)，以一種與溫度升高不一致的方式。44°C時的溶出量大於60°C時的溶出量，與104°C時的溶出量大致相同;而在72、77和88°C時，溶解量更大且不變，在121°C時，溶解量進一步大幅增加。在重複實驗中，觀察到同樣的現象(在60和104°C下的低溶解度)，尚不清楚為什麼會發生這種情況。來自WAS的FDS的低分子量部分比高分子量部分增加更多，從19毫克gVS^－1增加到48到80毫克gVS之間^－1(28 g - 61毫克^－1增加;150 - 315%)。升高THP溫度對WAS的影響與PS類似，在44 - 77°C之間產生的FDS量相當恒定，然後在88、104和121°C時開始按比例穩步增加。另一個顯著的區別是，THP溶解WAS產生的高分子量和低分子量FDS數量接近相等，而PS產生的低分子量材料比高分子量材料多得多。總的來說，在處理WAS時，低/中溫THP對FDS的溶解量(4.5 ~ 12%)是PS(1.8 ~ 3.2%)的3倍(表2)。盡管如此，這些量仍然不是很大，88 ~ 98%的VS保持完整/未溶解。PS和WAS觀察到的差異與所涉及VS的不同類型有關。WAS VS主要由微生物細胞組成，增溶作用包括打破細胞壁和釋放液體細胞內容物。PS的VS成分是顆粒狀有機物，如糞便(殘留/消化的食物)、食物殘渣、脂肪、油脂、各種膠體等。這些材料不容易通過簡單加熱液化，可能需要酸或堿或酶水解等化學輔助。

表2:在低/中溫THP過程中從VS和WAS中溶解的材料數量。

圖2顯示了PS (2a)和WERE (2b)的低/中溫THP過程中碳水化合物的溶解量。THP從0.07 mg gVS增加了HWM碳水化合物^－1在未處理的PS中添加0.5 ~ 3.3 mg gVS^－1(0.4 - -3.2毫克g^－1增加;580至4500%)與溫度升高成良好比例(圖2a)。THP使低分子量碳水化合物從0.3 mg gVS提高^－1到2.6至5.6毫克gVS^－1(2.3 - -5.3毫克/克增加;750至1400%)，在60至88°C(低溫)之間沒有溫度影響，隨後在104和121°C(中溫)時顯著增加。與FDS相似，在所有溫度下，特別是低溫下，更多的VS被低分子量碳水化合物溶解。在這裏測試的所有溫度下，THP對WAS增溶作用的影響都比PS大得多(圖2b)。THP使碳水化合物的高分子量分數從1.5 mg gVS提高^－1未處理的WAS劑量為5- 17mg gVS^－1(0.03 - -2.2毫克g^－1增加;215 - 1000%)，在44 - 88°C範圍內隨溫度的增加而增加，但在104和121°C時趨於平穩。與HWM組分不同的是，在整個範圍內，碳水化合物的LMW組分隨著溫度的升高而成比例地增加，從1.5 mg gVS上升^－1降至4.6至25毫克/升(3-23毫克/升)之間^－1增加;200 - 1600%)。對於WAS，在44 - 88℃之間的大多數溫度下，低分子量和高分子量碳水化合物的水解量在量級上相似，高分子量值較大。在中等溫度(104和121℃)下，低分子量碳水化合物比高分子量碳水化合物更多。這一趨勢與PS碳水化合物和所有FDS數據不同，FDS數據表明細菌細胞內同時存在高分子量和低分子量碳水化合物物質，而大多數隻能從PS顆粒固體中水解出較小的化合物。在處理WAS時，低/中溫THP的溶解量是總碳水化合物的3 - 4倍(10 - 33毫克gVS)^－1)，而PS(3 - 7毫克gVS^－1)(表2)。

圖2:PS (a)和WAS (b)的低/中溫THP後碳水化合物的高、低分子量量。

圖3顯示了PS (3a)和WAS (3b)的低/中溫THP過程中蛋白質的溶解量。THP從0.07 mg gVS增加了HWM蛋白^－1在未處理的PS中增加到0.5 ~ 2.3 mg gVS^－1(0.4 - -3.2毫克g^－1增加;70至3100%)與溫度升高成良好比例(圖3a)。低分子量蛋白質的數量是碳水化合物的兩倍多，並顯示出類似的趨勢，在60到88°C之間產生的數量幾乎恒定，然後在104和121°C(中等溫度)時增加。就像碳水化合物一樣，在這裏測試的所有溫度下，THP對WAS增溶產生蛋白質的影響要比PS大得多(圖3b)。THP使碳水化合物的高分子量分數從1.0 mg gVS提高^－1未處理的WAS為4- 23 mg gVS^－1(3-22毫克g^－1增加;330 - 2200%)，在44 - 88°C範圍內隨溫度的增加而增加，但在104和121°C時下降。就像PS中的HWM部分一樣，蛋白質的LMW部分在44到77°C之間相當穩定，然後隨著溫度從88到121°C，從6 mg gVS成比例地增加^－1降至34 - 82毫克/升(28-76毫克/升)之間^－1增加;490 - 1300%)。

圖3:PS (a)和WAS (b)的低/中溫THP後的高分子量和低分子量蛋白質數量。

表2顯示，無論是PS(約2倍)還是WAS(約3倍)，VS水解的總蛋白都比總碳水化合物多。這種差異是由於低分子量蛋白質。高分子量蛋白質的產生量與高分子量碳水化合物的產生量大致相同，PS和WAS都是如此。很明顯，THP從WAS細胞內釋放低分子量碳水化合物，特別是低分子量蛋白質。LMW蛋白僅為7-11 mg gVS^－1在THP處理的PS中，含量為34-81 mg gVS^－1在THP-treated。表2顯示，PS產生的總碳水化合物和蛋白質占FDS的55 - 75%，而WAS則占FDS的67 - 100%。

圖4顯示了THP過程中形成的黑素的數量。類黑素是在低分子量碳水化合物和低分子量蛋白質的美拉德反應中形成的，其數量是計算出來的，而不是直接測量。對於PS, Melanoidins從1.2 mg gVS增加^－1到2-9毫克gVS^－1因為隻有少量的低分子量蛋白質和碳水化合物存在。對於WAS，黑色素素從3 mg gVS增加^－1到19-35毫克gVS^－1由於低分子量碳水化合物和蛋白質的大量反應(表2)。圖4還顯示，PS的THP過程中Melanoidins的形成與溫度的升高成正比，但對於WAS來說，似乎與THP溫度沒有關係，因為即使在低溫下，Melanoidins的形成率也很高。黑素是一種棕色的化合物，被認為是難以生物降解的，因此在阿爾茨海默病期間不會產生甲烷。表2顯示了形成的黑素與未結合成黑素的碳水化合物和蛋白質總量的比例。這一比例在12 - 67%之間，平均值為39%，這意味著大部分水解碳水化合物和蛋白質被黑素“損失”了。

圖4:低/中溫thp處理的PS和WAS中的黑素。

黑素是棕色的。還有其他可能的反應，如焦糖化反應，也可以在汙水汙泥加熱過程中產生棕色，所以顏色不一定與黑素濃度有很好的相關性。thp處理過的PS和WAS的色量如圖5所示。在此評估的溫度下，PS和WAS的顏色增加與THP溫度的增加一致成正比。

圖5:低/中溫thp處理PS和WAS的色量。

圖6顯示了未處理和低/中溫thp處理的PS和WAS的BMP。THP處理對PS的BMP沒有顯著影響，在試驗的低溫和中溫條件下，THP處理會導致BMP輕微升高(1 ~ 7.5%)甚至輕微下降。然而，所有thp處理和未處理的PS樣品(338-401 ml CH4 gVS^－1)大於所有WAS BMP值(147-231 ml CH4 gVS^－1)．THP處理使WAS BMP增加了44 ~ 57%，且效果主要與THP溫度成正比。在最低THP溫度(44和60°C)下，改善率為48%，在77-93°C時增加到55-57%，然後在104°C時下降，在121°C時再次增加57%。這一數據表明，PS的THP對增加甲烷產量沒有幫助，而WAS的THP導致甲烷產量顯著增加，最低溫度提供的好處與介質溫度相似。圖7顯示了BMP反應器在測試過程中產生的沼氣的甲烷含量。數據表明，第2天沼氣中甲烷含量約為60%，第8天增加到70%以上，第15天接近75%。

圖6:低/中溫thp處理的PS和WAS的生物甲烷勢。

圖7:低/中溫thp處理的PS和WAS BMP試驗中沼氣的甲烷含量

低/中溫THP處理PS和WAS的其他研究結果是混合的。Kuglarz M等人[27]評價了在30-100℃加厚的WAS上的低溫THP。蛋白質濃度在70到100°C(相對穩定在2770 mg L左右)下觀察到最高^－1)，與未治療的相比增加了22倍。在本研究中，增稠WAS在72°C下的蛋白濃度為3764 mg L^－1與未治療的WAS相比增加了約20倍(191 mg L^－1)，這與Kuglarz的發現[27]相似。然而，在目前的研究中，我們發現蛋白質在高於70°C的溫度下繼續增加，在最高溫度(121°C)的6074 mg L下觀察到的蛋白質濃度最高^－1與未處理的相比增加了32倍。Kuglarz假設THP高於70°C時蛋白質的輕微下降是由於美拉德反應[27]。然而，在目前的研究中，我們發現蛋白質隨著溫度從70°C到121°C的增加而繼續增加，而thp處理的WAS在44°C到121°C的所有測試溫度下產生的黑素數量大致相同。Neumann P等人[29]測試了混合汙水汙泥(基於TS的PS:WAS比為65:35)在55°C下3-13小時的THP，發現可溶性蛋白質增加230-342%，可溶性碳水化合物增加427-436%。我們發現，在60°C THP處理下，WAS的可溶性蛋白質和碳水化合物分別增加了1952%和2117%，PS的可溶性蛋白質和碳水化合物分別增加了1102%和880%。這種差異可能是由於不同的汙泥特性和/或不同類型的反應器。我們的反應堆是密封的，處於壓力之下，而他們的反應堆是開放的。Salsabil MR等[30]評估了WAS在四種溫度下的THP: 40、60、90和121℃。他們發現VS的增溶率很高:6.5%(40°C)， 11.7%(60°C)， 21.2%(90°C)， 4.8%(121°C)，他們直接計算出VS重量的變化。他們的121°C數據與其他溫度不一致。 Our data show much smaller VS solubilization of VS通過FDS的產量在44°C為5.1%，60°C為4.5%，88°C為8.0%，121°C為12%。這種差異可以歸因於不同的測量方法。Salsbil MR等人[30]也測量了碳水化合物和蛋白質的產量，然而，他們的結果表明，在90°C時，碳水化合物和蛋白質的增溶作用隻有少量，從不足1%到最高38%和45%。這些值比我們和Kugalrz M等人和Neumann P等人的發現[27,29]少了許多倍。

Kuglarz M等人測定的50 - 100°C間WAS THP的平均甲烷產量為222 ml CH₄全球之聲^－1與溫度無相關性[27]。與未處理的BMP相比(147 ml CH₄全球之聲^－1)，增幅為51%。本研究的結果幾乎相同(初始值為147,44-121°C為211-230)。廖X等報道了混合汙水汙泥在60℃、70℃和80℃THP處理後，比產氣量分別提高了7.3%、15.6%和24.4%[31]。Biswal BK等[38]還發現，在60 ~ 120°C的thp處理下，BMP的增幅較小，為14 ~ 30%。Climent M等人[32]發現，在70°C時，WAS的THP和Rani RU的沼氣產量增加了50%。[33]發現，在60°C、pH值為12時處理WAS，沼氣產量增加了51%，兩者與我們的研究結果非常相似。

結論

商用THP技術/設備在AD之前使用約170℃的高溫來溶解、巴氏殺菌和液化PS和WAS，因此大多數THP研究的溫度在130 - 220℃之間。有幾項研究評估了低溫THP可能使用更少的能源，包括一些比較了高ph值、超聲波和臭氧氧化過程與低溫THP的研究。在此，我們評估了44 - 121°C之間的溫度，以係統地確定這種低能量THP過程的好處，並將每克VS的結果歸一化，因為生成的FDS、碳水化合物和蛋白質的數量必須與處理過的VS的質量相關。我們的結果與其他少數幾個低溫THP研究的結果基本一致。44 - 121°C之間的低溫能夠使PS中2% - 3%的VS和WAS中4.5 - 12%的VS溶解為FDS。碳水化合物和蛋白質占FDS的大部分(55 - 100%)，在所有溫度下，蛋白質都比碳水化合物多(通常是1.6 - 3.5倍)。溶解作用還從部分碳水化合物和蛋白質中產生頑固的類黑素化合物(平均28%)，使液體的棕色增加了19倍。增溶作用也有利於WAS的甲烷產量提高(約50%)，但不利於PS。低溫THP對PS的總體影響遠小於WAS。這導致了兩個可能的考慮:第一，PS的THP對於提高甲烷產量或VS破壞的目標不是必需的，第二，WAS的THP是有效的，隻需要一個相對較低的溫度就可以打破細胞，並有提高下遊消化速度和甲烷產量的效果。然而，高溫THP還有其他好處，包括更大的病原體滅活，降低粘度，提高脫水能力。

確認

這項研究得到了R.M. Towill公司的資助。

參考文獻

1. Bolobajev J, Kattel E, Viisimaa M, Goi A, Trapido M，等。(2014)廢水處理中鐵汙泥作為鐵源的再利用。化學工程學報255:8-13。［Ref。］
2. 黃鵬，李磊，Kotay SM, Goel R(2014)實驗室規模反應器中實現汙泥減少和養分去除的碳質量平衡和微生物生態。水Res 53: 153-167。［Ref。］
3. Edelmann W, Baier U, Engeli H(2005)城市固體廢物和固體農業廢物有機部分厭氧消化的環境方麵。水科學技術52:203-208。［Ref。］
4. Carrère H, Dumas C, Battimelli A, Batstone DJ, Delgenes JP，等(2010)。提高汙泥厭氧降解性的預處理方法研究進展。中國實用經濟雜誌183:1-15。［Ref。］
5. Hartmann H, Moller HB, Ahring BK(2004)厭氧處理城市固體廢物有機組分的效率:收集和預處理。廢物管理條例22:35 -41。［Ref。］
6. 範文林，範德芳，王曉東，王曉東，王曉東(2008)有機顆粒厭氧降解的水解動力學研究進展。廢物管理28:939-951。［Ref。］
7. Appels L, Degreve J, Den Bruggen BV, Impe JV, Dewil R(2010)低溫熱預處理對汙泥溶解、重金屬釋放和厭氧消化的影響。生物資源科技101:5743-5748。［Ref。］
8. 王曉燕，王曉燕，王曉燕，王曉燕(2011)固體廢物厭氧消化研究進展。廢物管理31:1737-1744。［Ref。］
9. Skiadas IV, Gavala HN, Lu J, Ahring BK(2005)厭氧消化前在70°C對一級和二級汙泥進行熱預處理。水科學技術52:161-166。［Ref。］
10. Ariunbaatar J, Panico A, Esposito G, Pirozzi F, Lens PNL(2014)強化有機固體廢物厭氧消化的預處理方法。應用能源123:143-156。［Ref。］
11. Barber WPF(2016)汙水處理的熱水解:一項批判性評論。水Res 104: 53-71。［Ref。］
12. 卡諾·R, Pérez-Elvira SI, Fdz-Polanco F(2015)汙泥預處理能源可行性研究綜述。應用能量149:176-185。［Ref。］
13. 甄光，陸霞，加to H，趙穎，李媛媛(2017)強化汙水汙泥分解及後續厭氧消化的預處理策略綜述:研究進展、全麵應用及未來展望。更新蘇斯特能量69:559- 577。［Ref。］
14. 張靜，李楠，戴旭，陶偉，Jenkinson IR，等(2018)熱水解預處理提高汙泥厭氧消化脫水能力:結構演化的新認識。水文獻131:177-185。［Ref。］
15. Svensson K, Kjørlaug O, Higgins MJ, Linjordet R, Horn SJ(2018)汙水汙泥和食物垃圾厭氧消化後熱水解:對甲烷產量、脫水和固體減少的影響。水文獻132:158-166.[Ref。］
16. 馮剛，譚偉，鍾寧，劉玲(2014)熱處理對城市汙泥物理及表達脫水特性的影響。化學工程學報27(3):326 - 326。［Ref。］
17. Kepp U, Machenbach I, Weisz N, Solheim OE(2000)通過熱水解增強汙水汙泥的穩定性——在全規模工廠的三年經驗。水科學技術42:89- 96。［Ref。］
18. 王誌強，王誌強(2003)汙泥預處理技術的研究進展。中國日報，98:51-67。［Ref。］
19. Higgins MJ, Beightol S, Mandahar U, Suzuki R, Xiao S，等。(2017)不同熱水解溫度下一次和二次汙泥混合物的預處理:對厭氧消化、脫水和濾液特性的影響。水Res 122: 557-569。［Ref。］
20. Hii K, Baroutian S, Parthasarathy R, Gapes DJ, Eshtiaghi N(2014)濕式空氣氧化和熱水解技術在汙泥處理中的研究進展。生物資源技術155:289-299。［Ref。］
21. Pilli S, Yan S, Tyagi RD, Surampalli RY(2015)汙水汙泥熱預處理增強厭氧消化的研究進展。環境科學技術評論45:669-702。［Ref。］
22. Higgins M, Murthy SN, Schafer P, Cooper A, Kasirga E，等(2011)Cambi熱水解生物固體的脫水特性:離心機與BFPs。WEFTEC 2011: 678-684。［Ref。］
23. 趙誌強，李誌強，李誌強，等(2003)。BioTHELYS:一種新的汙泥減少工藝。國際水協會(IWA)專家會議論文集，生物固體473-479。［Ref。］
24. Chauzy J, Cretenot D, Bausseron A, Deleris S(2008)熱水解增強厭氧消化:首次參考法國索米爾的BIOTHELYS®。水實踐技術3:wpt2008004。［Ref。］
25. Wilson CA, Novak JT(2009)通過熱水解預處理水解一次和二次廢水汙泥的大分子成分。水Res 43: 4489-4498。［Ref。］
26. Mottet A, Steyer JP, Déléris S, Vedrenne F, Chauzy J，等。(2009)熱水解廢活性汙泥的嗜熱間歇厭氧消化動力學。生物化學學報46:169-175。［Ref。］
27. Kuglarz M, Karakashev D, Angelidaki I(2013)微波和熱預處理作為提高城市汙水處理廠二次汙泥沼氣潛力的方法。生物技術學報134:290-297［Ref。］
28. Dwyer J, Starrenburg D, Tait S, Barr K, Batstone DJ，等(2008)降低活性汙泥熱水解溫度會降低產品顏色，但不會降低降解性。水Res 42: 4699-4709。［Ref。］
29. Neumann P, González Z, Vidal G(2017)序次超聲和低溫熱預處理:工藝優化及其對汙水汙泥溶解、酶活性和厭氧消化的影響。生物科學技術23378 -187。［Ref。］
30. Salsabil MR, Laurent J, Casellas M, Dagot C(2010)在好氧或厭氧消化前，熱處理、臭氧化和超聲處理減少廢水生物量的技術經濟評價。《中國日報》174:323-333。［Ref。］
31. 廖霞，李輝，張燕，劉超，陳強(2016)低溫熱預處理對汙水汙泥高固相厭氧消化的加速研究。國際生物威懾生物度106:141-149。［Ref。］
32. Climent M, Ferrer I, del Mar Baeza M, Artola A, Vázquez F，等。(2007)高溫條件下二級汙泥熱和機械預處理對沼氣生產的影響。化學工程學報33(3):335-342。［Ref。］
33. Rani RU, Kumar SA, Kaliappan S, Yeom IT, Banu JR(2012)低溫熱化學預處理乳業垃圾活性汙泥厭氧消化過程。生物技術學報103:415-424。［Ref。］
34. Dubois M, Gilles KA, Hamilton JK, Rebers PA, Smith F(1956)糖和相關物質的比色法測定。肛門化學28:350-356。［Ref。］
35. Lowry OH, Rosebrough NJ, Farr AL, Randall RJ(1951)用Folin苯酚試劑測定蛋白質。生物化學雜誌193:265- 275。［Ref。］
36. Lopes GR, Ferreira AS, Pinto M, Passos CP, Coelho E，等(2016)碳水化合物含量、膳食纖維和黑素:單劑量咖啡膠囊濃縮咖啡的組成。食品Res Int 89: 989- 996。［Ref。］
37. Andrew D Eaton，美國公共衛生協會，美國水工程協會，水環境聯合會(2005)水和廢水檢驗標準方法^聖版本，美國華盛頓特區。［Ref。］
38. Biswal BK，黃浩，戴傑，陳光華，吳東(2020)低熱預處理對含鹽廢活性汙泥理化性質、厭氧消化中有機物水解及甲烷產率的影響。Bioresour technology 297: 122423。［Ref。］

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條信息

文章類型:研究文章

引用:Hu B, Babcock Jr R, Wong TP(2020)一次和二次汙水汙泥低溫熱水解過程中碳水化合物、蛋白質和類黑素的形成。國際J水廢水處理6(2):dx.doi.org/10.16966/2381-5299.170

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出版的曆史:

收到日期:2020年7月30日

接受日期:2020年8月13日,

發表日期:2020年8月20日,