如何提高污泥厌氧消化产甲烷的效率

1、如何提高污泥厌氧消化产甲烷的效率1引言随着有关全球气候变化的巴黎协定落槌，欧美国家业已制定的面向2030年污水处理实现“碳中和”运行之目标及路线图行将付诸实施污水处理实现“碳中和”运行的狭义概念即能源自给自足对污水处理厂来说， 唾手可得的能源来源便是剩余污泥为此，老生常谈的污泥厌氧消化技术再次受到国际学界与业界的追捧，这也使得剩余污泥这一污水处理的大“负担”起死回生；作为一种可再生能源的载体，当今国际学界普遍希望获得污泥增量而 非减量只有这样，方可能逼近污水处理“碳中和”实现目标然而，剩余污泥中稳固的细菌细胞、难降解的木质纤维素类物质、以及本身难降解而又 可能阻碍其它有机物降解的腐殖质等限制着

2、有机能源转化率的提高尽管目前存在多种针对“细胞破壁”、“木质素/腐殖质破稳”的预处理技术，但这些预处理技术操作较为复杂、 且消耗一定的资源与能源，有时还可能导致能源产量入不敷出有鉴于此，通过添加外源废氢或废铁屑于厌氧系统内原位产氢(H2)和甲烷(CH4)的生产方式近年来亦有人尝试其中，向厌氧消化系统中投加废铁屑原位铁腐蚀析H2似乎具有“以废促能”的效果所以，这种以废促能的方式值得深入研究废铁屑析H2腐蚀可为产甲烷菌提供更多底物一一H2、H2可促进有机物水解、H2可结合内源CO2转化CH4或铁可降低系 统氧化还原电位(ORP)而改变酸化类型等多种功效 废铁屑为工业废料，价格低廉、易于运输，与污泥

3、非直接混合方式投加(如，将废铁屑以透水材料包裹后投加)也相对简单进言之，铁腐蚀后产生的Fe2+/Fe3+亦可通过铁接触除 磷技术(PRICP)高效去除污泥消化液中形成的高浓度磷酸盐(PO43-):Fe0吸附PO43-;利用Fe0在水中腐蚀产生的 Fe2+/Fe3+沉淀除磷；Fe(OH)2沉淀吸附溶液中的磷其中，Fe0 直接吸附PO43-起主导作用，所以，PO43-主要富集在铁屑表面；通过将包裹废铁屑的透水网 /包取出、清洗除去铁屑表面PO43-，并进一步通过外加磁场方式诱导Fe(OH)2、Fe3(PO4)2及FePO4沉淀可以实现磷回收另一方面，对铁盐的去除/回收还可避免铁在厌氧消化系统中 过

4、多积累而导致污泥无机性增强、VSS下降所引起的系统运行恶化情况的发生除此之外，铁与污泥中恶臭有机硫化物反应还可去除污泥中的臭味、亦可降低生物气中H2S的含量废铁屑强化污泥厌氧消化流程及作用如图1所示本文综述废铁屑在强化厌氧消化产CH4过程中可能引起的系统理化特性变化、生物群落特征及其经济性等方面内容at回收一 丸直化氢的mams图i废铁屑强化污泥厌氧消化流程及作用2厌氧铁腐蚀现象在厌氧环境下，零价铁(FeO)在水溶液中作为电子供体会发生析H2腐蚀现象，如式(1)所示，是一种常见的化学过程然而，这一简单的化学过程与厌氧消化相结合可能就会出现一些如上所述的协同效应，至少缓释析出的H2可作为嗜氢产甲

5、烷过程和同型产乙酸过程的底物，直接促进 CH4增产.况且，零价铁给出电子还可能还原污泥中夹杂的一些难降解有机 物.2.1铁腐蚀析氢原理有关铁腐蚀析氢原理通常可用公式(1)表示.然而，铁腐蚀析氢是一个复杂的化学过程，需要电子和质子同时存在，其中电子由铁转移至质子，生成吸附在铁表面的氢原子，两个氢原子再进一步结合成 H2,如式(2)所示;其中，因k2?k1，所以形成吸附在铁表面的氢原子(k1)是铁腐蚀析氢的限速步骤其实，在厌氧条件下Fe(OH)2并不稳定；按Shikorr反应，Fe(OH)2 在温度超过80 C时会转化为Fe3O4,如公式(3)所示;但在室温条件下，该反应进行缓慢或几 乎不进行，但

6、是在铁存在的条件下，可催化该反应进行.因此，反应(1)和(3)在厌氧条件下铁腐蚀析氢过程中通常都是较为明显的现象.Ft?u)+2H2O(lFe( 0H)2(i) +H1(#)(1)2Fe“亠2%H 亠+% 门3F哄0册心0叽0心+113+21口)也2.2析氢速率铁腐蚀析氢的速率直接决定了这一现象用于强化污泥厌氧消化的可行性若析氢速率低，则CH4增产作用不明显，投入可能多于产出；若析氢速率大，则铁的生命周期就会相应缩短，造成系统运行不稳定根据式(1)，每mol的Fe可以生成1 mol的H2.如果式(3)所示的反应同时发生，则每mol铁就会额外生成0.33 mol的H2,但式(3)反应进行的程度不

7、同，析氢速率也就不尽相同由于铁腐蚀析氢速率对其运用于厌氧消化过程至关重要，所以，目前有关铁腐蚀析氢速率的研究呈上升趋势，主要是通过测定厌氧系统内氢分压的变化来确定产氢速率有研究用零级反应模型分别估算了5种形态铁的产氢速率，并用实验数据予以佐证;模型中将铁腐蚀析出的氢分成进入铁晶格中和溶入气相与液相中两份，产H2计算方法以式(4)为依据.由于铁晶格中的氢多以氢原子形态存在，不直接参与污泥厌氧消化，所以，仅以Rapp来模拟铁腐蚀析氢速率分析结果表明，对于粒径(d)在22168卩m的铁屑，其析氢速率在0.23.03mmolkg-1 41范围，实际H2产量在2.383.62 mL-1之间.也有人通过实

8、验测定 d=0.52.0 mm铁屑在水中腐蚀析氢的速率为5.8 x 10-2 mg - kg-1 - h-1，即，若要在1 h内产生1 kg H2需要投加1.7 x 108 kg的铁屑.在厌氧消化系统中，因酸化微生物存在，生成的有机弱酸会 加速铁腐蚀析氢，所以，铁量实际需求应少于计算结果Rjg*吃(4)式中，Rcorr为校正后的析氢速率(mmol kg-1 - d-1);Rapp为H2溶入液相和气相中的 速率(mmol kg-1 - d-1);ks 为西弗茨速率常数 (mmol kg-1 - d-1 - kPa-0.5);PH2 为平均氢 分压(kPa).虽然理论上每 mol的Fe可以生成11

9、.33 mol的H2,但在实际厌氧消化系统中，铁腐 蚀析氢速率受水质和铁的特征影响很大，如，水的pH、氧化还原电位(ORP)、碱度、溶解氧(DO)和铁的比表面积等.有人分别测定了纳米铁(nZVI)、微米铁(mZVI)和颗粒铁(granular ZVI)粒径、比表面积(BET)与腐蚀速率之间的关系，发现金属颗粒粒径越小、金属比表面积 越大，析氢腐蚀越迅速.有人也分析了铁表面氧化产物对铁腐蚀析氢速率的影响，发现其作 用主要表现在两个方面：铁的氧化产物(如Fe3O4)可以促进电子转移，进而提高铁腐蚀析氢速率；铁的氧化产物在细胞表面过度积累会造成细胞结构破坏，导致微生物活性下降、 处理效果变差.可见，

10、铁表面适量氧化产物对铁腐蚀析氢是有利的，但其量要保持在适度范 围之内，否则会影响系统微生物活性，甚至导致运行失败2.3 H2对产CH4的影响H2作为污泥厌氧消化过程中一种重要的中间产物，对水解酸化过程、同型产乙酸过程 和自养产甲烷过程都有着重要影响.H2对厌氧消化系统影响主要体现在3方面：作为自养产甲烷菌底物直接参与产甲烷过程，通过结合内源CO2而获得CH4增量;作为同型产乙酸菌底物，转换至乙酸后通过异养产甲烷过程间接提高CH4产量;若系统内氢分压过高，将会抑制丙酸向乙酸转化，导致丙酸积累 （丙酸不能被产甲烷菌利用），从而抑制甲烷生产国内外有关外源废氢/内源铁腐蚀析氢对厌氧消化提高甲烷产量的研

11、究近年来出现上升 趋势针对丹麦政府提出的“至2020年，50%动物粪便都要用于生产可再生能源”的目标，有人着眼于提高生物气（沼气）中CH4含量目的，向处理动物粪便厌氧反应器中通入H2,以期产生的生物气达到天然气中CH4含量水平，使其直接用于居民日常使用，避免热电联产（CHP）利用中的能耗损失现象实验表明，当混合气（V（H2） : V（CH4）: V（CO2）=60 : 25： 15） 以6 L d-1的速度通入厌氧反应器中时，产生的生物气中CH4含量在高温（T=55 C ）条件下高达95%在中温（T=37 C）时达到90%.此外，嗜氢产甲烷菌在通入混合气后富集程度显著提 高，其活性从通入气体之

12、前的10 mL- g-1 h-1分别激增至198 mL- g-1 h-1（中温）和320mL- g-1 h-1（高温）.我们的前期研究显示，将 H2通入间歇市政污泥厌氧消化系统，在污泥负荷0.75g L-1 d-1、SRT为24 d时，当反应伊始注入 0.33 atm（分压）外源H2时，CH4增产效果 明显，生物气中CH4含量达到71%.实验还表明，外源 H2介入不仅仅是将系统中内源CO2还原至CH4,还明显增强了污泥的降解效率，使VSS降解率提高了 10%.为减轻电子工业中产生 CO2造成的温室效应，有人将电凝氢氟酸工业废水产生的H2和电子工业的CO2废气共同通入厌氧反应器中，使 CO2利用

13、率（还原至CH4）达到98% CH4含 量占到生物气的92%且CH4含量随H2通入量增加而增加；当通入比达 V（CO2）: V（H2）=1 : 5 时CH4含量达最高值95%.可见，H2在促进CH4增产方面作用显著.加之，铁腐蚀析氢具有以废促能之潜力，使得 废铁屑在促进污泥厌氧消化增产CH4方面具有相当的应用价值.3 铁对 ORP的影响（Impacts of iron on ORP）在厌氧消化产 CH4途径中，嗜氢（自养）与嗜乙酸（异养）产甲烷过程对 CH4产量贡献率大 约为1/3和2/3.然而，占主导的嗜乙酸产甲烷菌所能利用的底物类型单一，仅为乙酸和甲 醇.所以，厌氧酸化的类型及其产物很大程

14、度上决定着CH4的产量.目前广为认知的酸化类型有3种：乙醇型发酵；丙酸型发酵；丁酸型发酵.其中，当乙醇和乙酸在总发酵液体产 物中含量占80%以上时被定义为乙醇型发酵；当丁酸和乙酸在总发酵液体产物中占比 70%90対界定为丁酸型发酵；而以丙酸和乙酸为主产物的发酵类型为丙酸型发酵.因丙酸积累会导致厌氧消化系统运行效果低下甚至运行失败，所以，在厌氧消化过程中应尽量避免丙酸型发酵现象出现.可见，要保证厌氧消化系统正常运行，维持适当酸化类型则成为维持厌氧消化持续产 CH4的重要控制条件.在众多控制条件中，ORP被广泛认为是控制酸化类型的重要工况参 数.ORP作为一个物理化学参数，决定厌氧系统的氧化还原状

15、态、指示细胞内生物活动的电 子转移状况，并通过影响细胞内NADH/NAD值来影响生物反应进行的方向 .另一方面，乙醇型发酵和丁酸型发酵主要参与菌群都是严格的厌氧菌，这一点与丙酸型发酵不同（主要菌种为兼性厌氧菌）.显然，不同ORP条件下处于竞争优势的微生物种群不同，也就造成不同ORP下存在着不同酸化类型.有人通过改变 ORP来实验分析发酵产物变化规律 ;随ORP降低，丙酸 型发酵首先出现（-278 mV）;乙醇型发酵和丁酸型发酵则偏好更低的ORP在ORP-300 mV 时表现出主导优势（pH6时丁酸型发酵占主导）.更有研究表明，产 甲烷菌最适的ORP在-350 mV附近.由此可见，较低的 ORP

16、不仅有利于控制产甲烷所希望的 酸化类型，而且对维持高的产甲烷菌活性也是至关重要零价铁作为一种还原剂，可以有效消耗厌氧系统内的氧化剂，从而维持厌氧系统较低的ORP.目前，有关通过零价铁降低 ORP来影响酸化类型途径的学术观点主要有两种：从丙酸生成和转化来看，一种认为零价铁介入促进了丙酸向乙酸转化，进而减少丙酸积累；零价铁通过降低ORP抑制了丙酸生成，进而从根本上杜绝了丙酸型发酵有人分别向厌氧消化系统中加入零价纳米铁（NZVI）、还原性零价铁（RZVI）和工业废铁屑（IZVI），使系统ORP从-124 mV分别降至-240-480 mV -237-363 mV和-184-260 mV也有人通过投加

17、铁粉来优化厌氧 废水水解酸化类型，以增加乙酸和丁酸的产量、减少了丙酸积累，为后续产CH4过程提供充 足的底物还有人经过对20株产氢发酵细菌静态发酵实验发现，加入铁的培养液使 ORP得以降低，细菌发酵由原来的丁酸型向乙醇型转化，且FeO的作用优于Fe2+.有关ORP与产CH4的关系还存在诸多证据，女口，有人在中温和高温条件下对纤维素和玉米秸秆进行厌氧发酵试 验中发现，CH4产量确实随ORP降低而明显升高（Katarzyna et al. ，2013）.综上所述，废铁屑对强化厌氧消化产 CH4具有相当的推动作用， 其作用原理与可能的路 径总结于图2. 一句话，铁介入厌氧系统，一方面可通过腐蚀析氢作

18、用直接参与CH4生产;另一面亦可借ORP降低来改变发酵类型或优化甲烷菌生存环境提高 CH4产量.图2废铁屑强化厌氧消化产 CH4的原理与可能的路径4铁对厌氧微生物的影响厌氧消化系统组成复杂，微生物种群繁多，但根据作用机理不同， 厌氧消化过程涉及的微生物大体上可分为两大类，即，酸化细菌和产甲烷菌，如图3所示.酸化细菌可以将复杂的有机化合物水解、发酵，形成有机酸和醇类，并进一步将这些中间产物转化为H2、CO2和乙酸；产甲烷菌则将酸化阶段产物一一乙酸、H2及CO2转化为CH4.图3厌氧消化系统中两大类微生物作用机理4.1厌氧消化系统中的微生物CH4产量高低取决于发酵产物的种类和数量，而发酵产物种类与

19、系统中微生物群落结构密不可分，微生物群落结构变化会引起系统酸化类型改变表1列出了不同酸化类型所对应的主要酸化细菌类别表1酸化类型对应的主要微生物类别酸化类型徴生物乙醇型岌酵爲g冷ow茫馳$丙酸型发酵 Prop or, acte 电mPropronDacte/ium e血nre吃hiippopZnNiCo=MoCu且Fe因具还原性、是所有厌氧微生物所必需，其含量在细胞中高达0.72.8 g kg-1，如表3所示除此之外，以Fe、Co Ni为顺序，只有当前一微量元素充足时，后面一个元素方能对甲烷菌生长起到激活作可见，Fe在产甲烷菌生长中不容忽视的作用表2不同种产甲烷菌对金属元素的响应程度甲烷细菌种

20、类响应jfiBAumolL-1)bsrheri甲醇Fe(II) (35)M barken甲醇Co(1). Mi .Se(1)f Mo(1)血逅话 notfi nx soen n ge m , /乙瑕Fe (20-100), Co ,Ni .Mo ermoacumHZ/CO:Se(1), W(10)W termoautotropfCLimHJCO；Fe ( 5)r Co (0.011 Ni( 0.1), Mo (0 01)V barker!甲醇MO (5)或V2)MetnanQCQCCijs of me Hi甲酸Se(1), W100)Metfianosp-rim 肋卄開妙 GP1!WC02 M

21、n (50)表3产甲烷菌细胞中元素组成元素质重梅数范囤Kg-1）N65-128C370-440P5-28S5 0-12K13-5.0Ca0.14 53Mg09-53Fe0 7-28Ni0 070.18Co0.0V0.02MO0 01-0.07Zn0D5-063Mn0.010 025Cu001-0 16基于Fe元素在厌氧微生物细胞中的重要地位，向系统中添加铁无疑会对微生物细胞生 长繁殖、乃至活性增强产生重要作用通过向酒糟废液厌氧消化系统中加入铁等金属离子，系统中VFAs积累显著减少（乙酸积累减少86%丙酸积累减少95%戊酸几乎100%被耗尽）; 使得产甲烷菌活性较未投加金属离子时的情况明显提高；

22、导致COD去除率提高32%生物气增产38% CH4生成量从0.085 g g-1 d-1增加至0.32 g g-1 d-1，为没有外加 Fe情 况时的3.8倍.究其原因，主要是因为外加Fe等微量元素后减少了细胞生长繁殖中的阻碍，增强了细菌的新陈代谢能力，使得嗜氢产甲烷菌、同型产乙酸菌和嗜乙酸产甲烷菌活性均获得提高.4.3铁对硫酸盐还原菌（SRB）的抑制作用对于生活污水而言，剩余污泥中硫（S）元素存在为厌氧消化系统中硫酸盐还原菌（SRB）创造了生存条件对于制药、化工以及造纸等工业废水而言，其中所含硫酸盐（SO42-）浓度之高更使得SO42-还原过程不可避免地存在于厌氧消化过程之中因SRB与产甲烷

23、菌（MPB）生存环境非常类似，且二者均以水解酸化后形成的有机酸或氢气作为底物，所以，SRB与MPB之间对相同底物（COD/H2）竞争一直是有机废水/剩余污泥能源化的重要阻碍 加之，SRB对H2 的亲和系数（Ks）低于MPB这使得嗜氢产甲烷菌在与SRB竞争H2底物的过程中处于明显劣势.进言之，硫酸盐生物还原过程形成的H2S会显著抑制 MPB勺活性，有可能降低厌氧消化系统运行的稳定性，甚至导致整个厌氧系统运行失败将Fe引入厌氧消化系统可望有效解决上述问题 一方面，Fe作为电子供体可为 SRB代谢过程提供电子，减少其与 MPB寸底物的竞争另一方面，去极化的 Fe可与硫离子生成FeS 沉淀，从而减少硫

24、离子对MPB勺毒害作用，如式（5）、（6）所示有人在厌氧颗粒污泥反应器中加入Fe;实验发现，Fe加入增加了丙酸的降解能力和MPB的数量，同时减轻了 S2-对产乙酸菌、MPB和SRB的抑制现象，使得反应体系中CH4产量得以提高；建立的厌氧消化数学模型亦佐证了上述结果.此外，在含有 0.6 mmol L-1 SO42-的污泥中加入 0.5 mmol L-1 Fe , 这使得乙酸转化为CH4的速率和嗜乙酸产甲烷菌的数量都提高了50%.在有机物和SO42-共存的厌氧消化系统中加入铁屑，发现CH4产量和产率都较没有加入铁屑的系统要高，一方面是因为Fe作为电子供体促进了产 CH4过程;另一方面，生成的 H

25、2S与Fe反应生成FeS,减少 了 H2S对MPB勺抑制作用.8H； +4Fe(i) +SO+4H2O1)（6）5铁促酶活作用作为微生物参与的酶促反应过程，厌氧消化系统运行效果的好坏与系统内参与反应的关 键酶之活性密不可分.研究表明，厌氧消化过程中有将近30%勺酶含有金属元素，其中， Fe能合成和激活产酸和产甲烷阶段多种酶.此外，产甲烷菌体内含有很多适应低ORP的酶，ORP过高会使这些酶氧化失活可见，无论从金属刺激酶活角度还是Fe降低ORP的角度，废铁屑在促进厌氧消化、甲烷增产方面均可以发挥相当的作用5.1铁与酸化阶段之酶酸化阶段作为产甲烷阶段的预备阶段， 其产物的种类和数量从根本上决定了 C

26、H4产量的 多寡.在乙酸合成过程中，乙酸激酶 （AK）和磷酸转乙酰酶（PTA）是此过程的关键酶;对丁酸合 成而言，丁酸激酶（BK）和磷酸转丁酰酶（PTB）则尤为重要.因为丙酸转乙酸过程是热力学非自发过程，所以，丙酸转乙酸过程酶的活性高低也会对CH4生成产生重要影响.因丙酸转乙酸过程也包括PTA和AK的参与，所以，本文以丙酸转乙酸过程说明 Fe对酸化阶段酶的重要作 用，涉及的主要过程和相应酶如图 4所示.图4丙酸转化乙酸过程及相应酶丙酮酸铁氧化还原酶(POR)是参与有机酸合成的一种重要酶，其结构中含有3个4Fe-4S簇，这就为通过投加 Fe来提高POF活性奠定结构元素基础.此外，脱氢酶、PTA

27、AK的活性 均受系统内Fe含量影响.有人向污水厌氧消化系统中加入了5 g L-1 Fe粉末以此来考察零价Fe对酸化过程中相关酶活的影响 ；研究发现，无论系统中是否添加了产甲烷菌抑制剂 (BES)，加入铁粉的反应器中各酸化酶活性均高于没有加铁的反应器；特别是当加入了 BES后各酶活性增加更为明显，与未加铁的反应器相比，含铁反应器的POR活性增加为原来的34倍，PTA和AK的活性分别增至原来的 10倍和两倍；缓解了丙酸积累，增加了系统内乙酸 含量，促进了丙酸向乙酸的转化，为产甲烷菌提供了更加充足的底物再次实验发现，向剩余污泥厌氧消化系统中加入 20 g- L-1废铁屑时，系统中蛋白酶、纤维素酶的活

28、性分别增加 了 92.0%和91.7%，使水解效率大幅提高；此外，AK、PTA BK PTB等产酸酶的活性也提高 了 57%83%使VFAs产量增加了 37.3%，发酵20 d后使CH4增产43.5%.这些实验表明，废 铁屑可提高水解酸化酶活性，进而强化厌氧消化过程，实现CH4增产目的.5.2铁与产甲烷阶段之酶如图5所示，目前发现的CH4生物合成途径有3种：以乙酸为基质合成 CH4,即嗜乙 酸产甲烷过程；以H2与CO2为基质合成CH4,即嗜氢产甲烷过程；以甲基化合物为基质 合成CH4,女口，从甲醇、甲基胺、甲基硫等合成CH4.3种途径最终都形成甲基辅酶，甲基辅酶继而在甲基辅酶还原酶催化作用下最

29、终合成CH4.在这3种途径之中，以乙酸为底物的 CH4生物合成在自然界中占 70%左右，以H2与CO2为底物合成的CH4约占总量的30%而以甲基 化合物为底物合成的 CH4量甚少，可忽略不计.图5生物合成CH4的3种途径（a.乙酰辅酶A合成酶；b. 氧化碳脱氢酶（CODH）;c.甲酰 基甲基呋喃脱氢酶（Fmd）;d.甲基转移酶;e.次甲基八叠蝶呤环化水解酶 ；f.F420还原氢化酶;g.CoM甲基转移酶;h.次甲基八叠蝶呤甲基辅酶 M还原酶）图5显示，在CH4合成途径中涉及多种酶、辅酶，其中，含铁的酶无论是在嗜氢产甲 烷过程中还是在嗜乙酸产甲烷过程中均占有相当比重；参与嗜氢产甲烷过程的含铁酶包

30、括甲酰基甲基呋喃脱氢酶（Fmd）、F420还原氢化酶、HS-CoM和HS-CoB;参与嗜乙酸产甲烷过程的 含铁酶包括乙酰辅酶 A合成酶、一氧化碳脱氢酶 （CODH和HS-CoM以及HS-CoB.其中，CODH 是以乙酸催化CH4生成的一种关键酶，其活性提高有利于提高产甲烷菌对乙酸的利用率.此外，COD能够催化同型产乙酸菌利用H2和CO2合成乙酸的反应，可见CODI在异养产甲烷过程中的重要地位.这些金属酶通常以辅酶或辅酶因子的形式存在，因此决定了产甲烷菌对 金属元素的依赖性.从以上分析可知，无论是在水解酸化还是产甲烷阶段，金属Fe在提高关键酶活性方面均能发挥不可替代的作用.通过向厌氧消化系统中投

31、加Fe,可以增强酶活性，促进 CH4产量和产率的双双提高，可进一步发掘剩余污泥的厌氧消化产CH4潜力，为剩余污泥能源化助上一臂之力.6废铁屑强化CH4增产经济性分析许多实验研究已经证明，向剩余污泥厌氧消化系统投加Fe可以显著获得CH4增产.然而，若要将该项技术用于工程实践，仍需论证其经济上的合理性 .因生命周期评估（LCA）是国际上普遍接受的一种评价体系，所以，本综述采用LCA方法来评价基于废铁屑的污泥厌氧消化技术对环境的影响及经济合理性.以日处理水量30X 104 m3 d-1的污水处理厂为例进行计算，向厌氧消化池投加Fe获得的CH4增量可以参照之前实验予以放大.根据该实验结果，向污泥厌氧消

32、化系统中投加33g L-1废铁屑（8 mmX 3 mmX 0.5 mm）可获得25.3%的CH4增量，据此可计算举例污水处理 LCA评估参数，结果示于表4.根据LCA评估结果，基于废铁屑强化污泥厌氧消化技术，并将产生的生物气用于热电联产(CHP)，与没有投加废铁屑的厌氧消化技术相比，每年可节省资金184 X 104元 a-1，并减少CO2排量1 660 t a-1，说明基于废铁屑的污泥厌氧消化 技术完全可以实现环境、经济和社会效益三统一，使污水处理走上可持续发展之路.具体参见污水宝商城资料或 更多相关技术文档。表4废铁屑强化污泥厌氧消化技术经济性评估谨用参数处I里污水能力肛於r)300 GOO厌鄆肖化辿SRTM20热值/(kWh kg1)139电加阮仙巧0.31CH垃电鲜40%CM发趣敷辜50%剩余污泥运输和处置费用M元F)3505排啟系数似燃煤计WkgKW汕1.05鶴纟充优氧CHa/Ckg-a1)500000消化工艺厌鄆肖化迪体测际4000