摘要：我國(guó)剩余污泥產(chǎn)量大，對(duì)其進(jìn)行穩(wěn)定化、無(wú)害化和資源化處理處置迫在眉睫，而厭氧消化技術(shù)能夠在降低污泥對(duì)環(huán)境污染的同時(shí)回收能源，是目前國(guó)際上最受歡迎的污泥減量化和資源化處理技術(shù)。本文首先重點(diǎn)歸納了國(guó)內(nèi)外污泥厭氧消化技術(shù)應(yīng)用現(xiàn)狀差異和國(guó)內(nèi)外剩余污泥厭氧轉(zhuǎn)化率差異，即我國(guó)剩余污泥厭氧轉(zhuǎn)化率處于 20%～50%之間，明顯低于發(fā)達(dá)國(guó)家的水平（50%～70%），是我國(guó)剩余污泥厭氧消化推廣應(yīng)用程度低于發(fā)達(dá)國(guó)家水平的主要原因。其次從泥質(zhì)差異的角度總結(jié)了導(dǎo)致我國(guó)剩余污泥厭氧轉(zhuǎn)化率低于發(fā)達(dá)國(guó)家的主要差異性因素，即微細(xì)砂含量（50%～65%）高于發(fā)達(dá)國(guó)家（25%～30%）、金屬離子如Ca2+、Fe3+、Al3+和Mg2+等的含量高于發(fā)達(dá)國(guó)家、污泥泥齡（10～30d）顯著長(zhǎng)于發(fā)達(dá)國(guó)家（5～10d）。最后，歸納總結(jié)了微細(xì)砂、金屬粒子和泥齡這三類典型差異性因素對(duì)剩余厭氧消化性能的影響機(jī)制。對(duì)我國(guó)剩余污泥厭氧轉(zhuǎn)化的主要影響因素的系統(tǒng)性認(rèn)識(shí)有助于從源頭上明晰影響我國(guó)剩余污泥厭氧轉(zhuǎn)化性能的重要因素，對(duì)影響機(jī)制的深入解析有助于提出有針對(duì)性的強(qiáng)化措施，從而為我國(guó)剩余污泥厭氧消化技術(shù)的廣泛推廣與應(yīng)用提供有益的借鑒和啟發(fā)。

自“十八大”指出“水環(huán)境治理”是生態(tài)文明建設(shè)重要內(nèi)容以來(lái)，我國(guó)水污染治理力度空前，成效顯著，污水治理規(guī)模已達(dá)世界第一，污水處理廠數(shù)量大幅增長(zhǎng)。截至2018年底，全國(guó)城鎮(zhèn)建成運(yùn)行污水處理廠4332座，污水處理能力為每天1.95億立方米。由此，產(chǎn)生了大量的剩余污泥，目前其年產(chǎn)量已超過(guò)4000萬(wàn)噸（含水率80%計(jì)）[1]。這些污泥中富集了污水中30%～50%的污染物，相比于污水處理技術(shù)的快速有效發(fā)展，污泥的處理處置技術(shù)尚未同步跟上，導(dǎo)致我國(guó)80%左右的剩余污泥未得到安全處置，超過(guò)30%的污水中污染物重回環(huán)境，二次污染嚴(yán)重，因此對(duì)污泥的處理與處置迫在眉睫。2015年頒布的《水污染防治行動(dòng)計(jì)劃》（“水十條”）明確指出污水處理設(shè)施產(chǎn)生的污泥應(yīng)進(jìn)行穩(wěn)定化、無(wú)害化和資源化處理處置。厭氧消化技術(shù)能夠在降低污泥對(duì)環(huán)境污染的同時(shí)回收能源，是目前國(guó)際上最受歡迎的污泥減量化和資源化處理技術(shù)，也在我國(guó)住房城鄉(xiāng)建設(shè)部和國(guó)家發(fā)展改革委員會(huì)共同編制的《城鎮(zhèn)污水處理廠污泥處理處置技術(shù)指南（試行）》（2011）中被推薦為優(yōu)選技術(shù)。然而，目前我國(guó)近2/3的厭氧消化設(shè)備處于不運(yùn)行狀態(tài)，其原因并不是厭氧消化工藝本身的問(wèn)題，依目前的技術(shù)水平，利用生物方法實(shí)現(xiàn)污泥穩(wěn)定、能源回收，無(wú)論從投資和運(yùn)行，還是從減少二次污染來(lái)說(shuō)，都是一種簡(jiǎn)單、經(jīng)濟(jì)、有效的方式。因此從根本上識(shí)別我國(guó)剩余污泥厭氧轉(zhuǎn)化的主要影響因素對(duì)于厭氧消化技術(shù)在污泥處理處置上的推廣與應(yīng)用至關(guān)重要。

本文重點(diǎn)歸納了國(guó)內(nèi)外污泥厭氧消化技術(shù)應(yīng)用現(xiàn)狀差異和國(guó)內(nèi)外剩余污泥厭氧轉(zhuǎn)化率（有機(jī)物降解轉(zhuǎn)化量/有機(jī)物總量）差異，并從泥質(zhì)差異的角度總結(jié)了我國(guó)剩余污泥厭氧轉(zhuǎn)化的主要影響因素及影響機(jī)制研究進(jìn)展，以期為我國(guó)剩余污泥厭氧消化技術(shù)的廣泛推廣與應(yīng)用提供有益的借鑒和啟發(fā)。

1 國(guó)內(nèi)外污泥厭氧消化技術(shù)應(yīng)用現(xiàn)狀

（1）歐盟

2005年歐盟所有的成員國(guó)（EU-27）污泥總年產(chǎn)量約為1.09×107t（干基，污泥干重），其年產(chǎn)量逐年攀升，預(yù)計(jì)其在2020年將突破1.3×107t（干基）[2]。厭氧消化是EU-27中最常用的污泥處理技術(shù)，在其中的24個(gè)國(guó)家（89％）被普遍使用，在西班牙、英國(guó)、意大利、芬蘭和斯洛伐克等國(guó)家作為最主流技術(shù)被使用；盡管捷克和波蘭推廣的主流技術(shù)是污泥好氧消化技術(shù)，但好氧消化技術(shù)在這些國(guó)家主要適用于小型污水處理廠，當(dāng)污泥量較大時(shí)仍主要采用厭氧消化處理，如在捷克，大約97%的污泥采用厭氧穩(wěn)定化[2,3]。德國(guó)共有約10000座污水處理廠，日污水處理量約為2800萬(wàn)立方米，污泥年產(chǎn)量約2×106t（干基），厭氧消化技術(shù)處理污泥的應(yīng)用規(guī)模已達(dá)5000t/d，厭氧消化處理率達(dá)到64%，處理過(guò)程中所收集的甲烷用于發(fā)電，可保證污水廠的供電需求[4]。英國(guó)每年在城市污水處理過(guò)程中產(chǎn)生的污泥量約為1.2×106t（干基），在2007年其厭氧消化處理率為66%，到了2015年該比例提升至85%，根據(jù)規(guī)劃，英國(guó)2020年可再生能源要達(dá)到總能耗的15%，其中污水行業(yè)要達(dá)到20%，因而英國(guó)計(jì)劃將大量污泥中的生物質(zhì)用于厭氧消化以獲得電能和熱能[5]。

（2）美國(guó)

美國(guó)現(xiàn)有的污水處理廠約26000座，日處理污水量1.5億立方米，污泥年產(chǎn)量約為7×106t（干基）。美國(guó)已有650座集中厭氧消化設(shè)施，用于處理58%的污泥[6]。目前美國(guó)一方面在增加污泥厭氧消化的比例，另一方面也在建設(shè)熱電聯(lián)供系統(tǒng)以使得產(chǎn)生的沼氣全部有效利用。

（3）日本

2011年日本全國(guó)污水處理廠污泥產(chǎn)量約為2.2×106t（干基），且其在當(dāng)時(shí)的處理方式以焚燒為主（66%左右）[7]，然而由于其國(guó)家的能源和環(huán)境問(wèn)題，對(duì)現(xiàn)有的以焚燒為主的污泥處理處置工藝也做了相應(yīng)的戰(zhàn)略調(diào)整，將包括污泥厭氧消化在內(nèi)的處理處置工藝作為重點(diǎn)研究和使用的對(duì)象，對(duì)厭氧消化產(chǎn)生的生物質(zhì)的利用和能源化利用技術(shù)進(jìn)行深入研究[6]。

（4）中國(guó)

在厭氧消化技術(shù)的應(yīng)用上，我國(guó)已建成的污泥厭氧消化設(shè)備僅為60座左右，且其中正常運(yùn)行的不足20座，污泥厭氧消化穩(wěn)定率不足3%，這使得我國(guó)剩余污泥的生物減量化、穩(wěn)定化與資源化都與以上發(fā)達(dá)國(guó)家有著明顯的差距。

2 國(guó)內(nèi)外剩余污泥泥質(zhì)及其厭氧轉(zhuǎn)化效率差異

對(duì)我國(guó)和一些發(fā)達(dá)國(guó)家部分污水廠剩余污泥厭氧消化的有機(jī)質(zhì)（volatile solids）降解率（VS降解率，VS減少量/VS總量）進(jìn)行了對(duì)比分析。為了研究國(guó)內(nèi)外剩余污泥厭氧轉(zhuǎn)化率本身的差異，主要調(diào)研了僅調(diào)整厭氧消化系統(tǒng)中微生物活性、厭氧消化工藝和運(yùn)行參數(shù)，并不改變進(jìn)料污泥泥質(zhì)的污泥厭氧消化系統(tǒng)，結(jié)果歸納如圖1所示。通過(guò)圖1歸納和眾多學(xué)者的報(bào)道可知，我國(guó)剩余污泥厭氧轉(zhuǎn)化率處于20%～50%之間，明顯低于發(fā)達(dá)國(guó)家的水平（50%～70%）[27,28]，污泥厭氧轉(zhuǎn)化率的低下意味著較低的產(chǎn)氣量和能源回收率，加上厭氧消化設(shè)備本身運(yùn)行管理要求高，對(duì)操作人員要求高，導(dǎo)致我國(guó)剩余污泥能源回收和經(jīng)濟(jì)效益并不明顯，這是我國(guó)剩余污泥厭氧消化推廣應(yīng)用程度低于發(fā)達(dá)國(guó)家水平的主要原因。

國(guó)內(nèi)外污水廠剩余污泥中的有機(jī)物基本組成都為蛋白類物質(zhì)（含有機(jī)氮的蛋白質(zhì)及蛋白質(zhì)代謝或轉(zhuǎn)化產(chǎn)物）、脂質(zhì)、多糖、木質(zhì)纖維素類物質(zhì)（纖維素、半纖維素和木質(zhì)素），且蛋白類物質(zhì)占主要成分，一般在50%～60%[16,30,31,32]，無(wú)機(jī)物成分包括微細(xì)砂、金屬離子和鹽類等無(wú)機(jī)顆粒[33]。污泥絮體由大量微生物通過(guò)胞外聚合物（EPS）、絲狀菌、金屬離子（Ca2+、Mg2+等）與其他細(xì)顆粒相互連接形成網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)骨架，大量溶解性分子附著在網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)空隙之中[34]。即不同的研究中剩余污泥的基本組分分類和結(jié)構(gòu)骨架模型具有相似性，不會(huì)隨著地域的變化發(fā)生明顯改變。然而隨著進(jìn)水水質(zhì)的差異及污水處理工藝運(yùn)行的差異，我國(guó)的剩余污泥泥質(zhì)與發(fā)達(dá)國(guó)家相比，在相似的基本組分分類和結(jié)構(gòu)骨架模型下，其有機(jī)質(zhì)和無(wú)機(jī)質(zhì)的組分分布和其他性質(zhì)都會(huì)產(chǎn)生一定的差異。我國(guó)污泥的泥質(zhì)與發(fā)達(dá)國(guó)家的差異主要體現(xiàn)在有機(jī)質(zhì)含量、無(wú)機(jī)砂含量和金屬含量[28,29]。對(duì)國(guó)內(nèi)外剩余污泥泥質(zhì)的典型差異進(jìn)行了系統(tǒng)化的歸納分析，如圖2、表1和表2所示。

表2我國(guó)和一些發(fā)達(dá)國(guó)家部分污水廠剩余污泥的泥齡

通過(guò)文獻(xiàn)調(diào)研分析可知，我國(guó)污泥的泥質(zhì)與發(fā)達(dá)國(guó)家的差異除了有機(jī)質(zhì)含量、無(wú)機(jī)砂含量和金屬含量以外，污泥的泥齡也有著較為明顯的差異，而且大部分學(xué)者都認(rèn)為正是泥質(zhì)的這些差異主要導(dǎo)致了國(guó)內(nèi)外污泥厭氧轉(zhuǎn)化效率的差異[28,29,33,68,69]。國(guó)內(nèi)外泥質(zhì)的典型差異主要?dú)w納如下。

（1）微細(xì)砂含量高 由于我國(guó)城市排水管網(wǎng)尤其是南方地區(qū)城市排水管網(wǎng)普遍存在雨污混接、地下水滲漏的問(wèn)題；污水處理廠普遍采用了圓形沉砂池，脫砂效率低；大量的基建、施工建設(shè)，使泥砂水排入污水管網(wǎng)系統(tǒng)等[28,29]，導(dǎo)致我國(guó)剩余污泥中無(wú)機(jī)質(zhì)（ISS）的含量顯著高于發(fā)達(dá)國(guó)家（發(fā)達(dá)國(guó)家IS/TS為20%～40%，而我國(guó)IS/TS為50%～70%，如圖2所示）。由于污泥中無(wú)機(jī)組分的主要組成基本都為無(wú)機(jī)砂[33]，且趙玉欣[70]通過(guò)對(duì)我國(guó)4個(gè)重點(diǎn)流域通過(guò)對(duì)全國(guó)4個(gè)重點(diǎn)流域（遼河流域、淮河流域、長(zhǎng)江中下游流域、三峽庫(kù)區(qū)及其上游流域）、22座污水處理廠污泥泥質(zhì)的調(diào)研發(fā)現(xiàn)，我國(guó)剩余污泥中無(wú)機(jī)砂的體積平均粒徑為30～50μm（微細(xì)砂），因此我國(guó)剩余污泥泥質(zhì)與發(fā)達(dá)國(guó)家的一大顯著差異為微細(xì)砂含量高。

（2）有機(jī)質(zhì)含量低 發(fā)達(dá)國(guó)家有機(jī)質(zhì)占總固體比例（VS/TS）為60%～80%，而我國(guó)VS/TS為 30%～50%，如圖2所示，且這一差異主要由上述微細(xì)砂含量的差異造成。

（3）金屬含量高 由于我國(guó)工業(yè)污水源頭重金屬處理系統(tǒng)不完善，部分混入城市污水處理系統(tǒng)[28,29]，導(dǎo)致我國(guó)污泥中重金屬如Cu、Pb、Zn、Cd、Hg、Cr、Ni和Fe以及其他金屬如Ca、Mg和Al的含量顯著高于發(fā)達(dá)國(guó)家，如表1所示。Cu、Pb、Zn、Cd、Hg、Cr、Ni這些重金屬對(duì)于污泥后續(xù)厭氧消化的影響主要在其金屬毒性，這些重金屬在進(jìn)入?yún)捬跸到y(tǒng)后往往會(huì)因?yàn)檩^高的含水率而濃度得到稀釋，其毒性并不明顯。然而Fe、Ca、Mg和Al的離子態(tài)在進(jìn)水中會(huì)影響污泥本身的泥質(zhì)如絮凝性能、EPS結(jié)構(gòu)等[37,71,72]，可能會(huì)對(duì)污泥后續(xù)的厭氧消化性能造成影響。此外，我國(guó)污泥中離子態(tài)Fe和Al的含量較高的原因除了從工業(yè)污水中富集至污泥以外，也與我國(guó)污水處理過(guò)程中會(huì)添加一定量的絮凝劑（聚合硫酸鐵、聚合氯化鋁等）相關(guān)[73]。

（4）泥齡長(zhǎng) 如表2所示，我國(guó)污水處理廠剩余污泥的泥齡范圍在10～30d，且大部分在15d以上。這主要是因?yàn)槲覈?guó)城市排水管網(wǎng)，尤其是南方地區(qū)城市排水管網(wǎng)，普遍存在雨污混接、地下水滲漏的問(wèn)題，造成污水處理廠進(jìn)水有機(jī)物濃度低，導(dǎo)致我國(guó)污水處理廠生物反應(yīng)池往往處于實(shí)際上的低負(fù)荷、長(zhǎng)泥齡的運(yùn)行狀態(tài)；且污水處理廠在進(jìn)水碳氮比較低或者低溫（如冬季）等特殊時(shí)期，為了保證出水水質(zhì)，特別是氮的達(dá)標(biāo)排放，常常采取提高活性污泥系統(tǒng)泥齡的操作策略[74]。而發(fā)達(dá)國(guó)家采用的泥齡普遍為5～10d（表2），且發(fā)達(dá)國(guó)家還有采用超短泥齡（0.5～4d）處理污水以實(shí)現(xiàn)較佳泥水處理能量平衡的趨勢(shì)[75,76]。

3 典型差異性因素對(duì)污泥厭氧轉(zhuǎn)化性能的影響機(jī)制

3.1 泥齡

大量研究表明，泥齡對(duì)活性污泥的絮體結(jié)構(gòu)、絮凝性能、污泥產(chǎn)率、生物活性和代謝產(chǎn)物等有著顯著的影響。長(zhǎng)泥齡污泥絮體的形態(tài)比短泥齡下更規(guī)則，絮體粒度分布更穩(wěn)定[77]；泥齡延長(zhǎng)時(shí)活性污泥表面電位降低，疏水性增強(qiáng)，絮凝能力隨之增強(qiáng)[78]；泥齡越長(zhǎng)，剩余污泥產(chǎn)率越低，活細(xì)胞數(shù)越少；泥齡越長(zhǎng)，污泥中糖類和蛋白質(zhì)含量越低，高分子有機(jī)物（分子量大于100×103）增加，小分子有機(jī)物（分子量小于1000）減小[80]，EPS總量遞減，且緊密結(jié)合型EPS中蛋白質(zhì)/多糖升高，相對(duì)疏水性增加。

研究也表明，泥齡的延長(zhǎng)會(huì)限制污泥的厭氧消化性能。Gosset等[82]最初提出動(dòng)力學(xué)模型并檢驗(yàn)得出，泥齡從5d增加至10d時(shí)，污泥后續(xù)厭氧消化的VS降解率從30%降至25%，20d時(shí)VS降解率約為20%，30d時(shí)小于15%。對(duì)屠宰廠廢水處理系統(tǒng)中活性污泥的研究表明，污泥齡從2d增至4d時(shí)，污泥后續(xù)的降解率由85%降至63%[75]。Ge等[76]將短泥齡下（0.5～4d）培養(yǎng)的活性污泥進(jìn)行厭氧消化發(fā)現(xiàn)，隨著泥齡的延長(zhǎng)，水解速率稍有下降，降解率明顯降低，從0.5d時(shí)的83%降低到2～3d時(shí)的 65%～71%，其降解率隨泥齡變化的大趨勢(shì)與Gosset等提出的模型一致，但是實(shí)際值與模型預(yù)測(cè)情況有所出入。

在對(duì)其機(jī)理的闡述上，Bolzonella等[83]分別對(duì)4個(gè)污水處理廠（泥齡為8d、15d、16d、35d、45d）的污泥進(jìn)行研究，單位產(chǎn)氣率和單位添加VS產(chǎn)氣量都隨泥齡的增加呈現(xiàn)減小的趨勢(shì)，其分析是因?yàn)楦吣帻g下對(duì)包裹在污泥絮體的進(jìn)水顆粒有機(jī)質(zhì)、細(xì)胞水解殘余物質(zhì)及部分活細(xì)胞等好氧生物降解程度較高，導(dǎo)致污泥中殘留的有機(jī)物可生化性能下降。Xu等[84]將其影響機(jī)制闡述為胞外有機(jī)物含量隨泥齡增加而增加，其空間穩(wěn)定結(jié)構(gòu)使生物降解性惡化，導(dǎo)致凈累積甲烷產(chǎn)量減少。

由以上歸納可知，泥齡會(huì)對(duì)污泥的生長(zhǎng)過(guò)程及泥質(zhì)造成較大的影響，但是目前大多數(shù)研究聚焦在污泥的絮體結(jié)構(gòu)、胞外聚合物和代謝產(chǎn)物對(duì)其絮凝性能和脫水性能的研究上，并未將有機(jī)質(zhì)的組分分布、賦存形態(tài)和結(jié)構(gòu)的差異與厭氧轉(zhuǎn)化性能相聯(lián)系，以至于其后續(xù)厭氧消化性能的研究大多單獨(dú)停留在泥齡會(huì)降低其表觀產(chǎn)氣和降解率上，對(duì)系統(tǒng)中的有機(jī)質(zhì)的轉(zhuǎn)化機(jī)制的探究以及其強(qiáng)化措施目前并不明晰。

3.2 微細(xì)砂

根據(jù)《室外排水設(shè)計(jì)規(guī)范》（GB 50014—2006）的規(guī)定，國(guó)內(nèi)污水廠采用的傳統(tǒng)沉砂池按去除相對(duì)密度為2.65、粒徑＞200μm的泥沙顆粒設(shè)計(jì)，因此進(jìn)入活性污泥法處理系統(tǒng)的無(wú)機(jī)砂顆粒粒徑一般小于200μm。研究表明污水中的無(wú)機(jī)砂顆粒會(huì)影響污泥的泥質(zhì)，且不同粒徑的無(wú)機(jī)砂粒徑所帶來(lái)的影響不同。熊京忠等[85]研究發(fā)現(xiàn)進(jìn)水中添加的無(wú)機(jī)砂體積平均粒徑為118.6μm（100～200μm）時(shí)，砂粒大多會(huì)沉積在反應(yīng)器底部，不會(huì)對(duì)活性污泥絮體的粒徑和脫水性能帶來(lái)明顯的影響；而當(dāng)進(jìn)水中添加的無(wú)機(jī)砂體積平均粒徑為19.8μm和72μm （＜100μm）時(shí)，活性污泥的沉降性能和脫水性能得到了明顯的改善，且粒徑越小，改善效果越顯著。吉芳英等[86]研究發(fā)現(xiàn)無(wú)機(jī)砂體積平均粒徑為106μm、165μm和210μm時(shí)，其淤積在反應(yīng)器底部的比例分別為75.2%、75.9%和91.6%，這一比例明顯高于無(wú)機(jī)砂體積平均粒徑為26μm和73μm時(shí)（31.0%和47.4%）。因此，進(jìn)水中無(wú)機(jī)砂顆粒粒徑在100μm以上時(shí)，其最主要的去向是淤積在反應(yīng)池底而不是通過(guò)剩余污泥排出，即粒徑小于100μm的無(wú)機(jī)砂顆粒（微細(xì)砂）對(duì)剩余污泥性質(zhì)影響更為顯著。

許穎[33]研究發(fā)現(xiàn)在進(jìn)水中加入微細(xì)砂（3～50μm）后，剩余污泥的凈累積產(chǎn)甲烷量會(huì)降低，污泥中的無(wú)機(jī)顆粒可能會(huì)對(duì)污泥的厭氧消化水解產(chǎn)生限制，從而導(dǎo)致微細(xì)砂含量高的污泥厭氧消化性能的減弱，且發(fā)現(xiàn)EPS中蛋白質(zhì)是與微細(xì)砂結(jié)合的主要物質(zhì)。這說(shuō)明污水中含有微細(xì)砂時(shí)，其在污泥生長(zhǎng)過(guò)程中并不會(huì)獨(dú)立于有機(jī)質(zhì)而存在，會(huì)與污泥中有機(jī)質(zhì)，尤其是蛋白質(zhì)發(fā)生一系列的相互作用，從而對(duì)其性質(zhì)帶來(lái)影響。

然而目前的研究過(guò)程中缺乏量化研究，進(jìn)水中不同含量下的微細(xì)砂對(duì)污泥生長(zhǎng)過(guò)程的影響及其后續(xù)有機(jī)質(zhì)厭氧轉(zhuǎn)化性能的影響及機(jī)制至今尚不明晰。文獻(xiàn)中所研究的微細(xì)砂對(duì)污泥性質(zhì)的影響大多停留在脫水性能、沉降性能和降解性能上，而想要從根本上解析污水中微細(xì)砂對(duì)污泥性質(zhì)的影響，就需要明晰微細(xì)砂添加后其在污泥中的賦存形態(tài)以及其對(duì)污泥中有機(jī)質(zhì)含量和結(jié)構(gòu)的影響，然而相關(guān)的研究比較少見(jiàn)。

3.3 金屬離子

EPS是污泥的主要成分，且主導(dǎo)了污泥絮體的穩(wěn)定性[87,88]。大量研究表明，EPS的結(jié)構(gòu)受到EPS（含有羧基）與金屬離子之間相互作用的強(qiáng)烈影響。例如，Ca2+可以在聚陰離子藻酸鹽分子之間形成橋梁，從而提高其機(jī)械穩(wěn)定性[72]；Fe3+在絮凝中也發(fā)揮著重要的作用，從活性污泥絮凝物中特異性去除Fe3+會(huì)導(dǎo)致絮凝強(qiáng)度減弱，致使顆粒釋放到水中、EPS溶解和部分絮凝物崩解[71]。此外，Suanon等[89]發(fā)現(xiàn)大量金屬通常通過(guò)分餾與污泥絮體中的有機(jī)物結(jié)合，其他研究人員也發(fā)現(xiàn)了這種現(xiàn)象[9,90]，這表明污泥中的大部分金屬不處于自由狀態(tài)。因此，在Xu等[37]的研究中認(rèn)為污泥中的有機(jī)結(jié)合金屬可能是污泥絮體穩(wěn)定性的基礎(chǔ)，影響了污泥的厭氧消化效率，在他們的研究中，通過(guò)對(duì)比處理金屬離子含量較高和正常的模擬生活污水所產(chǎn)生的剩余污泥[Ca2+：1.6±0.1（%TS）和0.3±0.1（%TS）。Fe3+：1.2±0.2（%TS）和0.2±0.1（%TS）。Al3+：0.11±0.6（%TS）和0.09±0.01（%TS）。Mg2+：0.17±0.02（%TS）和0.12±0.01（%TS）]的厭氧消化性能發(fā)現(xiàn)，正常剩余污泥在中溫厭氧消化批次試驗(yàn)中凈累積甲烷產(chǎn)量為(317±9)mL CH4/g VS，而金屬離子含量較高的生活污水所產(chǎn)生的剩余污泥降至(270±9) mL CH4/g VS（-14.8%）。同時(shí)對(duì)于其影響機(jī)制也做了詳細(xì)的闡述，即污泥中有機(jī)結(jié)合態(tài)金屬能夠增加污泥關(guān)鍵有機(jī)質(zhì)（EOS，含有蛋白類物質(zhì)）溶出的能量勢(shì)壘，與酶分子爭(zhēng)奪污泥顆粒的表面結(jié)合位點(diǎn)，并且形成粒徑尺寸更大的污泥顆粒，導(dǎo)致污泥顆粒的穩(wěn)定性增強(qiáng)同時(shí)通過(guò)橋聯(lián)、靜電和氫鍵作用強(qiáng)化EOS的結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性，限制EOS中有機(jī)大分子的移動(dòng)性，并且，惡化EOS中有機(jī)大分子的解聚，從而限制剩余污泥EOS中有機(jī)大分子的水解和酸化反應(yīng)，導(dǎo)致差的污泥厭氧生物轉(zhuǎn)化效率。

可見(jiàn)，關(guān)于金屬離子對(duì)污泥生長(zhǎng)狀態(tài)及其后續(xù)厭氧消化性能的抑制作用的機(jī)理目前已經(jīng)有了較為充分的研究。然而B(niǎo)raga等[90]的研究也表明盡管污泥中金屬離子的存在會(huì)略影響其厭氧消化效率，但不同污泥的厭氧消化效率與其金屬離子及金屬離子的餾分并沒(méi)有直接的關(guān)系，這可能是因?yàn)橛绊懳勰鄥捬跸阅艿囊蛩乇姸?，金屬離子的影響僅為其中一個(gè)。金屬離子對(duì)不同泥質(zhì)（不同VS/TS值或不同泥齡）的污泥的影響是否具有普適性目前尚不清晰，泥質(zhì)的改變是否會(huì)影響金屬離子對(duì)污泥厭氧消化性能的抑制程度仍需進(jìn)一步研究。

4 結(jié)語(yǔ)與展望

大量的文獻(xiàn)研究和工程實(shí)例表明，在對(duì)厭氧消化系統(tǒng)進(jìn)行調(diào)控和優(yōu)化的前提下，發(fā)達(dá)國(guó)家的剩余污泥在進(jìn)行厭氧消化時(shí)其VS降解率較高，可以達(dá)到50%～70%，而我國(guó)剩余污泥的VS降解率為30%～50%，顯著低于發(fā)達(dá)國(guó)家水平，嚴(yán)重限制了剩余污泥厭氧消化工程的推廣及應(yīng)用。決定厭氧消化效率的根本因素為污泥本身的性質(zhì)，國(guó)內(nèi)外剩余污泥泥質(zhì)的典型差異主要體現(xiàn)在三個(gè)方面：第一，我國(guó)剩余污泥微細(xì)砂含量（50%～65%）高于發(fā)達(dá)國(guó)家（25%～30%）；第二，我國(guó)剩余污泥中金屬離子如Ca2+、Fe3+、Al3+和Mg2+等的含量高于發(fā)達(dá)國(guó)家；第三，國(guó)內(nèi)污水處理廠所設(shè)置的污泥泥齡 （10～30d）顯著長(zhǎng)于發(fā)達(dá)國(guó)家（5～10d），且發(fā)達(dá)國(guó)家有采用超短泥齡（0.5～4d）處理污水以實(shí)現(xiàn)較佳泥水處理能量平衡的趨勢(shì)。

目前看來(lái)，這三類典型差異因素已被廣泛報(bào)道會(huì)影響我國(guó)剩余污泥的泥質(zhì)，尤其是影響胞外有機(jī)物的分布與結(jié)構(gòu)，從而對(duì)其厭氧消化性能帶來(lái)負(fù)面影響。然而，盡管已有研究報(bào)道了這三種因素各自對(duì)污泥后續(xù)厭氧產(chǎn)甲烷性能的抑制性影響，但對(duì)系統(tǒng)中的物質(zhì)轉(zhuǎn)化和轉(zhuǎn)化機(jī)制、三類因素的影響程度比較以及有針對(duì)性的強(qiáng)化措施關(guān)注較少。因此將來(lái)有必要從有機(jī)質(zhì)組分含量、賦存形態(tài)及其結(jié)構(gòu)的角度，系統(tǒng)性地研究不同含量的微細(xì)砂、金屬離子和不同的泥齡對(duì)剩余污泥的泥質(zhì)及其后續(xù)厭氧轉(zhuǎn)化性能的影響，并進(jìn)行量化對(duì)比分析，以從源頭上明晰影響我國(guó)剩余污泥厭氧轉(zhuǎn)化性能的重要因素，并通過(guò)對(duì)影響機(jī)制的解析獲得相應(yīng)的突破方向，從而提出有針對(duì)性的強(qiáng)化措施。

此外，目前國(guó)內(nèi)對(duì)于污泥處理的技術(shù)路線有“厭氧消化＋脫水＋土地利用”“脫水＋衛(wèi)生填埋”“脫水＋好氧堆肥＋土地利用”“脫水＋干化＋焚燒”“脫水＋干化＋建材利用”等[91]，在未來(lái)的處理過(guò)程中可依據(jù)我國(guó)污泥的泥質(zhì)特征選擇適宜的技術(shù)路線。對(duì)于某些污水處理廠的超低有機(jī)質(zhì)污泥（VS/TS低于40%時(shí)），對(duì)其進(jìn)行厭氧消化性能的強(qiáng)化在成本效益上已不占優(yōu)勢(shì)，因而可考慮厭氧消化之外的技術(shù)路線；對(duì)于某些重金屬含量高的污泥的處理處置應(yīng)避開(kāi)土地利用的技術(shù)路線；而對(duì)于長(zhǎng)泥齡所導(dǎo)致的厭氧轉(zhuǎn)化率低下的問(wèn)題，由于其抑制機(jī)理在于對(duì)有機(jī)質(zhì)結(jié)構(gòu)與組分的改變，因而可以嘗試適宜的預(yù)處理手段以強(qiáng)化厭氧消化性能。

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