污泥做碳源doc资料

1、污泥做碳源 为了获得可靠的生物脱氮效果，进水COD/TKN 至少要达到7-8 以上，而我国很多污水厂COD/TKN 却在3-5 之间; 对于EBPR，进水COD/TP40，可快速降解有机物( rbCOD) 与TP 比值至少在18-20 以上，或VFA/TP4 -7，厌氧区挥发性脂肪酸VFA 浓度至少要达到25 mg /L，才有可能获得比较满意的除磷效果，而我国很多污水厂实际进水VFA 却不足10 mg /L，尤其是南方城市，如果仅仅依赖进水中极为有限的VFA 含量和厌氧池内1-2 h 的短时间发酵，往往无法满足脱氮除磷对rbCOD 和VFA 的要求，因此补充rbCOD、VFA 往往是实现EBP

2、R、改善出水水质的必然选择。参考文献：刘智晓,季民,郝赟，孟轶.利用活性污泥水解发酵补充碳源优化脱氮除磷. 碳源不足的原因： 1、我国污水收集系统普遍设置化粪池，造成COD损耗超过40%，改造难度大； 2、城市地下管网建设滞后，普遍采用合流制，雨水携带大量DO和泥沙进入管道，雨污分流还需相当长时间； 3、城市老城区管网老旧，破损严重，渗漏水带入大量DO，管网越长，COD损耗越大，这是南方城市BOD5偏低的一个主要原因。 1.2 剩余污泥的处理、处置问题 截止2010 年底，我国年污泥总产生量（以含水率80%计）已达到3000 万吨左右，并以每年约10%的速度增长。然而我国污水厂存在较为严重的“

3、重水轻泥”现象，约80%的脱水污泥未经稳定化处理直接填埋或焚烧，易造成环境的二次污染，使污水处理设施的环境效益大打折扣。参考文献：余杰，郑国砥，高定，等. 城市污泥生物好氧发酵对有机污染物的降解及其影响因素J. 生态学报，2012，32（7）：2271-2278.污泥处理处置的难题污泥产量大，资源化利用率低，运输和处理处置成本高；城市污水厂污泥通常含有重金属，有毒难降解物质等，所以作为农肥等资源化应用受限；污泥填埋导致渗滤液产量增大，且有渗漏风险；污泥焚烧投资成本过高。污泥常规处理方法参考文献：王雅婷. 城市污水厂污泥的处理处置与综合利用J. 环境科学与管理,2011,36(1):90-94.

4、 污泥开发碳源的优点 污泥厌氧消化不仅可以产生短链脂肪酸补充污水脱氮除磷工艺中碳源的不足，降低运行费用。还可以实现污泥的减量化和资源化。 污泥厌氧消化产生的短链脂肪酸脱氮除磷效果甚至可以优于外加碳源。有研究表明污泥的酸化水解产物的脱氮速率分别是城市污水脱氮速率的3倍，是投加甲醇脱氮速率的1.33倍。 参考文献：厌氧消化污泥水解补充碳源研究-复旦大学 应用前景 近些年，基于初沉污泥或活性污泥的污泥水解技术逐渐成为研究热点，与投加外部商业碳源 相比，充分发掘污水厂潜在的“内碳源”补充进水rbCOD，无疑是绿色、可持续的发展方向。 其次它也是资源化利用剩余污泥的一个好方法，所以它具有广阔的应用前景。

5、参考文献：刘智晓， 季民， 郝赟， 孟轶.利用活性污泥水解发酵补充碳源优化脱氮除磷. 国内外应用情况 活性污泥水解技术逐步得到开发和应用，但生产规模的工艺案例相对较少，北欧一些国家如丹麦、瑞典近些年成功发展了侧流活性污泥水解工艺，并得到成功应用，而我国在这方面的实践相对滞后，活性污泥水解多限于实验室研究阶段，工程规模的污泥水解案例尚未见报道。第二章 污泥厌氧消化开发内碳源72%的甲烷由乙酸脱羧生成。参考文献：Liang Zhang，Shujun Zhang, Shuying Wang. Enhanced biological nutrient removal in a simultaneous

6、 fermentation,denitrification and phosphate removal reactor using primary sludge as internal carbon source 利用剩余污泥水解酸化产VFA 主要是将污泥厌氧消化控制在水解和酸化2 个阶段， 实际过程中水解和酸化是一起进行的。厌氧发酵的污泥选择 (1)初沉污泥 初沉污泥含有较高浓度的易降解有机物(如原水中含有的蛋白质、脂肪、碳水化合物等)，这部分有机物易于在较短的SRT内发生水解发酵，并产生高浓度的VFAs。 目前全世界都有利用初沉池污泥发酵产生VFA 的产业化应用， 但得到的VFA 的量不足

7、以满足脱氮除磷的需求。参考文献：剩余污泥厌氧水解酸化产VFA 的研究；纪海涛， 张红亚，安徽建筑工业学院环境与能源工程学院， 合肥230022 污泥作为污水厂内碳源的水解特性及工艺选择；刘智晓， Sille Bendix Larsen， Gert Petersen， 马宝玲 (2)二沉池剩余污泥 主要成分则是以难降解的微生物菌体为骨架并吸附了一部分待降解的污染物，其细胞的溶壁过程尤其是吸附的颗粒态的复杂污染物的水解发酵过程，需要复杂的酶系统和较长的SRT。 与初沉污泥相比，它的产量大，可以开发出更多内碳源，但目前国内仅限于实验阶段。参考文献：李杨, 段小睿等.pH对剩余污泥厌氧酸化的影响. (

8、3)初沉污泥+剩余污泥 初沉污泥能部分弥补剩余污泥中碳水化合物的缺乏。 (4)剩余污泥+农作物秸秆 农作物秸秆可提供碳水化合物，提高短链脂肪酸的产量并缩短反应时间。 Aijuan Zhou等对WAS和CS厌氧共消化研究表明，进料剩余污泥和玉米秸秆的合适比例是65%：35%。参考文献：Volatile fatty acids productivity by anaerobic co-digesting waste activated sludge and corn straw: Effect of feed stock proportion 污泥厌氧消化过程中产生重要的中间代谢产物挥发性脂肪酸。

9、这些脂肪酸包括乙酸、丙酸、异丁酸、丁酸、异戊酸和戊酸等。 其附加值不仅要高于生物氢，而且远大于甲烷。乙酸、丙酸、异丁酸和丁酸等这些脂肪酸用途广泛，具有较高价值.参考文献：Volatile fatty acids productivity by anaerobic co-digesting waste activated sludge and corn straw: Effect of feed stock proportion2.1 初沉污泥发酵产酸工艺 研究结果表明，初沉污泥中大概有1830的VSS可以转化为SCOD，这部分SCOD中85的成分为VFAs。实践表明，运行良好的初沉污泥发酵系统

10、，可为进水补充10-20 mg/L的VFAs。 初沉污泥进行水解发酵产生VFAs的方式有 在线水解(in-line)工艺，侧流水解(side-stream hydrolysis)工艺。参考文献：刘智晓, Sille Bendix Larsen,Gert Petersen.马宝玲.污泥作为污水厂内碳源的水解特性及工艺选择.2.1.1 在线水解工艺 该工艺设备配置简洁，投资低，易于改造。但此种方式主要依赖于初沉池底部污泥层的水解发酵，因此污泥水解产物的产率较低。设计参数：SRT为2-4 d;VFAs产率为0.10.2 gVFA/gVSS;污泥层高度(SBH)1.52.0 m。2.1.2 侧流水解工

11、艺(1)完全混合发酵工艺(CMF)与APC工艺相比，CMF更有利于充分利用污水中颗粒性有机物的水解。CMF设计参数：浓缩发酵池的进泥流量为设计进水量的0.51，进泥浓度为24，SRT为3-6 d，VFAs产率为0.1-0.2 gVFAs/gVSS，搅拌器功率密度为5-10 W/m3。主要优点是发酵液直接进入后续厌氧池，发酵液利用率高于APC方式，缺点在于SRT难以直接控制。(2)静态发酵工艺该工艺的设计固体负荷为25-40 kg/(m2d)，VFAs产率为0.1-0.2 gVFAs/gVSS，SRT为3-6 d，SRT的选择主要受水温影响。优点：两段式发酵水解工艺与静态发酵、完全混合发酵工艺相

12、比，可以产生更多的VFAs；同时，TSF方式结合了静态发酵工艺和完全混合发酵工艺的优点，可实现HRT、SRT的独立控制；另外，浓缩池的上清液可以直接进入生物池厌氧区，充分利用VFAs。 缺点：TSF工艺由于需要建设单独的发酵池和浓缩池，因而投资费用较高(3)两段式污泥发酵池(TSF) 于1992年在Kalispell Montana污水厂成功运行，两年多的运行周期表明，通过发酵池可以为污水厂进水补充58mg/L的VFAs，满足生物除磷对VFAs的需求。主要设计参数： 初沉污泥进泥流量为设计处理水量的24，低于其他几种水解方式。 完全混和/浓缩发酵工艺设计SRT为4-8 d，完全混合池内固体浓度

13、为1.5-2，浓缩池固体负荷为100-150 kg/(m2d)，水深为3.5-4 m，由浓缩池回流到混合发酵池的回流比为发酵系统污泥进泥流量的50，VFAs产率为0.1-0.2 gVFAs/gVSS，混合发酵池搅拌器功率密度为510 W/m。应用实例 瑞典Klagshamn污水厂利用初沉污泥水解补充反硝化碳源，通过初沉污泥水解能替代和节省55的外加碳源。 加拿大Bonnybrook污水厂利用初沉污泥发酵强化营养盐去除，2005年-2006年实施初沉污泥发酵系统改造后，全厂基本省却了化学除磷药剂的投加，大大降低了运行费用。2.2 利用剩余污泥开发内碳源 目前一些研究者对利用活性污泥水解产酸的可行

14、性及效率产生了质疑。一种观点认为，由于活性污泥主要为微生物菌体及细胞，因此水解过程极其缓慢，效率较低，因此该方式不可取。 虽然单位质量初沉污泥水解可产生更高浓度的VFAs，但是对于一般污水厂而言，初沉污泥产量却远低于活性污泥。Thomas等认为，多数污水厂只依赖初沉污泥发酵产酸数量往往不能满足脱氮除磷对VFAs的需求。参考文献：刘智晓, Sille Bendix Larsen,Gert Petersen.马宝玲.污泥作为污水厂内碳源的水解特性及工艺选择.2.2.1 提高剩余污泥产酸效率的预处理方法 在污泥厌氧消化过程中，水解阶段被认为是其限速步骤，所以提高污泥的水解速率就可以提高污泥发酵产酸的

15、效率。 此外，剩余污泥中有机物的含量高， 但主要存于微生物体内及其胞外聚合物中， 水解酸化菌难以直接利用。采用物理化学等预处理方法先破坏污泥和微生物的结构， 将有机物释放出来， 再进行水解酸化， 可有效提高VFA 的产量。 目前研究与应用较多的提高污泥水解速率的物理法、化学法与生物法等。参考文献：污水厂污泥厌氧消化产短链脂肪酸研究进展 物理方法 物理方式包括超声波、微波、机械研磨、热处理等。 超声波被认为是最有效的破解细胞方法，并且已达到工程应用程度， 在高能量下， 细胞可以100被破解， 因而是最常用的污泥预处理方式之一，可显著增加细胞的溶解， 可使VFA 的产量增加1 倍。参考文献：剩余污

16、泥厌氧水解酸化产VFA 的研究；纪海涛， 张红亚，安徽建筑工业学院环境与能源工程学院， 合肥230022热处理 在热水解过程中，污泥中的固体有机物不断溶解、液化，同时溶解的有机物不断水解：脂肪水解成甘油和脂肪酸；碳水化合物水解成小分子的多糖甚至单糖；蛋白质水解成多肽、二肽、氨基酸，氨基酸进一步水解成低分子有机酸、氨及二氧化碳热水解不仅可以实现污泥的细胞溶解，而且污泥热水解后形成的中间产物更适合作为微生物生长的基质。 污泥热解预处理温度一般为60270,最常用的污泥热解预处理温度介于60180之间。化学方法 酸、碱是比较常用的提高污泥水解酸化的方式，多数文献认为碱性预处理比酸性预处理所得到的VF

17、A 产量多，酸化预处理会减少35 的VFA 产量。 表面活性剂（十二烷基硫酸钠）可以使剩余污泥中VFA 的产量增加10 倍以上。 蒽醌2，6二磺酸（AQDS）能送出电子， 加速与氨基酸化降解相关的氧化还原过程， 并且抑制甲烷化过程， 可显著提高VFA 的产量。 尤其碱解法对污泥的破解效率高，能加速水解反应；同时，碱解污泥处理也能释放出絮体内的水和细胞，降低污泥含水率。 生物方法 水解酸化淀粉酶和蛋白酶可分别使剩余污泥的溶解提高39.70 和54.24， 两者结合在一起使用效果更好。 在使用蛋白酶和淀粉酶混合物进行预处理SCFAs 的产量增加了2.04 倍。蛋白质在剩余污泥有机成分的质量分数接近

18、50， 微生物蛋白酶， 特别是碱性蛋白酶， 被证实可减少剩余污泥中固体成分， 并能通过溶胞行为加速对病原体的去除。组合方法 与单一方式相比， 采用组合方式进行预处理产VFA 的效果更好。 表面活性剂（十二烷基硫酸钠）和复合酶一起使用， 剩余污泥的水解率更高， 在酸化阶段， 最大SCFAs 的浓度增加了2.32 倍， 而单独使用表面活性剂、复合酶的最大浓度分别增加1.82、2.04倍。 超声波/碱(酸)、热处理/碱(酸)等预处理方式都能使VFA 的产量比不预处理时提高。 但同时也发现，两种碱处理技术不仅分解污泥最外层的絮状结构，而且能够破坏微生物的细胞结构，促使污泥颗粒粒径急剧变小，粒径小于17

19、微米的污泥颗粒占总数50以上。然而在超声波-酸和热-酸作用下，仅有部分的污泥絮状结构分解，污泥的颗粒粒径变化并不明显。 刘晓玲实验中热-碱和超声波-碱预处理后的污泥厌氧发酵生成的总酸分别比未预处理污泥提高59.1和68.2，均显著高于两种酸预处理技术。参考文献：城市污泥厌氧发酵产酸条件优化及其机理研究；刘晓玲2.2.2 提高酸产量的控制因素污泥厌氧消化产短链脂肪酸的影响因素： 污泥性质 温度 pH值 C/N HRT SRT 混合条件通过改变底物性质、微生物活性对产酸过程产生影响。通过改变底物与微生物间的接触时间和均匀度对产酸过程产生影响。是否添加表面活性剂、 产甲烷抑制剂 1、污泥性质 初沉污

20、泥的有机组分以脂类和碳水化合物为主，而剩余污泥主要由细菌等微生物构成，含蛋白质较多。 这里主要讨论以剩余污泥为主的情况，为了平衡剩余污泥碳水化合物不足的问题，可将剩余污泥和初沉污泥或农作物废物混合消化，提高酸产量。2、温度 温度不仅对厌氧发酵中基质的物化特性有着重要的影响，而且也影响微生物的代谢活动和生长速率(温度每升高10，反应速率增加2-4倍)。参考文献：温度对污泥厌氧发酵产酸过程的影响；蔡伟娜，陆小青微生物的种群结构;微生物的生长速率；酶活性的高低；生化反应的速率；基质降解速率.(1)温度对污泥厌氧水解的影响 与产甲烷菌相比，水解与发酵细菌对温度的适应性很强，在低温(10-30)、中温(

21、30-40)、高温(50-60)、甚至更高温度(100)的环境中都可以很好的生存。 Mahmond等研究泥龄为10 d时，污泥在25和35时水解的COD分别占进水总COD的23.85和41.1。Moser-Engeler等、Ferreiro等都实验说明高温发酵能促进污泥的水解。 较高的温度更有利于水解发酵过程中有机物的溶解和中间产物有机酸的生成。参考文献：刘晓玲.城市污泥厌氧发酵产酸条件优化及其机理研究. 此外，污泥在水解过程中释放的氨氮浓度也会受发酵温度的影响。 Song等研究发现城市污泥高温发酵释放的氨氮浓度(860 mg/L)比中温发酵的要多(630 mg/L) 通过深入分析认为由于蛋白

22、质的水解随温度升高而增加，因此主要由蛋白质水解产生的氨氮必然随温度升高而增加。(2)温度对SCFAS累积的影响 很多研究发现温度升高有利于污泥厌氧发酵过程中SCFAs的累积。 Mahmond等、Banerjee等、Skalsky等的研究都说明温度升高有利于污泥的厌氧产酸。 姜苏在利用表面活性剂(十二烷基苯磺酸钠，SDBS)促进剩余活性污泥发酵产酸的间歇试验研究中发现无论SDBS是否存在，剩余污泥的SCFAs浓度都随着温度的上升而增加。 与中温发酵相比，高温发酵有利于产酸的原因： (1)单相厌氧反应器中各种微生物处于相同环境，对甲烷菌的生长不利。产酸菌对温度的增加不如产甲烷菌敏感。当温度超过70

23、时，丙酸和丁酸的降解才会受到抑制。 (2)热力学研究表明高温时吸能反应(如丙酸 乙酸+CO2+H2)更容易进行，而释能反应(如利用CO2产甲烷：CO2+H2 CH4+H2O)则受到抑制。(3)温度对SCFAS单酸组分的影响 关于温度对污泥厌氧发酵产生的SCFAs中单酸组分影响的研究较少。 Song等实验研究据表明中温发酵产生的挥发酸中以乙酸为主，而高温则是丙酸为主。 他们认为由于产乙酸菌和产甲烷菌对环境的变化更为敏感，更容易受到高温的抑制，从而使高温发酵中丙酸浓度较高。(4)温度对甲烷产量的影响 产甲烷菌对温度的上升最为敏感，高温的甲烷产量均低于中温的甲烷产量。 有以下几个原因： 产甲烷菌在高

24、温中更容易受到抑制； 高温时CO2，在溶液中的溶解度下降，通过CO2途径产生的甲烷量减少； 高温条件下游离氨浓度较高,而产甲烷菌对游离氨的浓度更为敏感 总结 可以通过控制温度来促进污泥发酵产酸，从而补充污水脱氮除磷工艺中碳源的不足，并实现污泥的减量化和资源化。3、pH值 厌氧发酵产酸过程可在pH为3.012.0范围内进行，但是不同的pH条件能够导致酸化产物的种类和含量不同。 Horiuchi 等控制pH 值研究厌氧酸化过程发现在酸性及中性条件下，主要产物是丁酸，而在碱性条件下为乙酸和丙酸。参考文献：高鹏，张栋，贾舒婷，董滨，戴晓虎.污水厂污泥厌氧消化产短链脂肪酸研究进展. Yuan 等研究了p

25、H 值（4.011.0）对活性污泥厌氧发酵产有机酸效能的影响，结果表明当pH 值为10 时，SCFAs 产量256mgCOD/(gVSS)，比pH=5 和未控制pH 值的样品高出34 倍。 Zhang 等分别探讨了中温和高温发酵过程中pH 值为4.011.0 对活性污泥SCFAs 累积产量的影响，表明无论中温发酵还是高温发酵，在碱性条件下SCFAs 的累积产量均高于酸性或未控制pH 值的条件。 聂艳秋等研究了初始pH 值对产氢产乙酸/耗氢产乙酸两阶段耦合工艺定向产生乙酸的影响，结果表明初始pH 值对两阶段产酸都有影响，初始pH=5 时主要进行乙醇型发酵，pH=6/7 时主要进行丁酸型发酵，pH

26、=8 时混合酸型发酵类型逐渐占优势，pH=811 时均以乙酸为主要产物，耦合系统生产乙酸的最优初始pH值为10。 李杨等对剩余污泥厌氧酸化pH的影响进行实验研究，将剩余污泥厌氧发酵产酸过程中的pH值控制为10，经过8左右的发酵即可获得较高的VFAS产量，可以认为是本试验条件下最优的pH值。 研究结果如下：参考文献：pH对剩余污泥厌氧酸化的影响；李杨，段小睿，苑宏英，员建，池勇志，田素凤 碱性条件更利于污泥发酵产酸的原因： (1)有机质的融出率在碱性条件下得以显著提高； (2)VFAs消耗途径即产甲烷过程在强碱性条件下被阻断。 此外，研究表明pH为10的条件下，乙酸、丙酸所占总VFAS的百分比之

27、和为60%-70%左右，异戊酸和异丁酸产量次之，正丁酸和正戊酸产量较少。参考论文：城市污泥厌氧发酵产酸条件优化及其机理研究；江南大学，刘晓玲 乙酸、丙酸、异丁酸、异戊酸为VFAS的主要产物，大约占VFAS的80-90，特别是乙酸的比例高达20-60。 碱性条件下的SCOD溶出量明显高于酸性的，特别是将污泥的pH值调为10时，SCOD的浓度可达8000mg/L左右。 VFAS主要是由糖类和蛋白质的水解、酸化得到的。 在碱性条件下（pH）蛋白质和糖类物质的溶出量较多。pH对P043-P的影响性条件(pH=4.0、5.0、6.0)下P043-P的浓度明显高于碱性条件(pH=9.0、10.0、11.0

28、)下P043-P的浓度.pH对NH4-N的影响结论：NH4+-N浓度也是酸性条件高于碱性条件。总结 调节高pH值有利于产酸，但同时也得注意高碱性对装置的腐蚀问题，以及成本问题。 pH 值的调控方法与维持方式以及这种调控手段是否会对环境造成一定的二次污染也是目前研究的热点问题。 另外还有研究指出，短期强碱性(pH=10.0)预处理，辅以快速搅拌，然后pH值调为6.0-8.0左右，虽没有pH值直接调为10.0时的SCOD、总VFAS产量高，但高于pH直接调为8.0时的情况，而且还可以改善装置强酸碱腐蚀情况。4、C/N Liu 等研究了初始碳氮比对污水厂污泥产酸的影响，发现在C/N 为15.1 时可

29、得到最多的SCFAs。 Rughoonundun 等用含碳较高的甘蔗渣与含氮较多的污泥进行混合发酵研究发现在C/N 31.8 时酸的产量会受到显著影响，参考文献：污水厂污泥厌氧消化产短链脂肪酸研究进展；高鹏，张栋，贾舒婷，董滨，戴晓虎 C/N的影响 C/N 比过高，即氮元素不足时就不能合成足够的细胞，就会导致活性微生物较少，因而使厌氧消化率降低； C/N 比过低，即氮元素过量，就会产生对微生物的氨抑制现象，严重时会导致发酵过程终止。 合适的C/N值和可采取的措施 C/N 与底物来源及处理工艺有关，在C/N为1530 时，污泥厌氧消化产酸较稳定。 所以对于含氮较多的剩余污泥，我们可以将它与富含碳

30、水化合物的初沉污泥和农作物废弃物(如稻草、玉米杆、甘蔗渣等)一起厌氧消化，提高C/N比。5、HRT和SRT HRT和SRT表征微生物与底物的接触时间，是厌氧消化反应器运行控制的重要参数。 Maharaja 和Elefsiniotis 研究发现稀释的初沉污泥SCFAs 产量随HRT 的增大而增大。 Cirne 等研究了热水解处理后的活性污泥在HRT 为14 天时的VFA 产量，得到了相近的VFA 产量约0.40.5gVFA/(gSCOD)，即表明延长HRT 对增加SCFA 的产量无太大影响。参考文献：污水厂污泥厌氧消化产短链脂肪酸研究进展；高鹏，张栋，贾舒婷，董滨，戴晓虎 一般情况下HRT 的延

31、长有利于污泥的水解产酸，但对于经过特定预处理（如热水解）的污泥，污泥性质可能发生变化，增加HRT 对产酸过程的影响也会发生改变。 Yuan 等研究了室温下（2022 ）半连续流反应器中SRT 为5 天、7 天、10 天时，对剩余污泥产有机酸的影响，发现最长的SRT（10 天）得到了最多的SCFAs。 王琴等发现连续流反应器中20 ，pH 为10 时剩余污泥产生的SCFAs在SRT 为12 天时达到最高，且随着SRT 的增加，乙酸含量增加而丙酸含量减少，SCFAs 的其它成分与含量基本保持稳定。图1为pH=10条件下，连续流反应器中SRT对剩余污泥厌氧发酵产生SCFAs的影响。参考文献：连续流反

32、应器中污泥停留时问对剩余污泥碱性厌氧发酵生产短链脂肪酸的影响*黄达然 冯雷雨 陈银广 王琴 pH=10条件下，延长SRT对于分子中只含2个或3个碳原子的SCFAs影响较为明显，对于分子含有4个碳原子及以上的SCFAs影响甚微。 当SRT从4 d延长至16 d时，SCFAs中，乙酸质量分数从32.0上升至42.4，丙酸质量分数却由23.6下降为14.3总结 对于无固体回流的连续流系统(HRT=SRT)，随着HRT 与SRT 延长，越有利于污泥的水解产酸过程。且溶出的蛋白质和碳水化合物的量随SRT 延长而增加，这为剩余污泥产酸提供了丰富的发酵底物。 但如果SRT 过长，则会使产生的有机酸消耗(太长

33、SRT使产甲烷菌活性增强)，不利于SCFAs 的累积。 可以通过控制SRT 实现产酸发酵菌与产甲烷菌的分离以获得较多的SCFAs。6、搅拌混合 苑宏英 对搅拌对剩余污泥厌氧发酵的影响试验发现机械式搅拌比磁力搅拌和摇床混合更加容易实现颗粒间的充分高效接触。 同时发现机械式搅拌速度太快或太慢也不利于SCOD和VFAs物质的生成。 对于机械搅拌，要注意在高温高碱性条件下的腐蚀问题。参考论文：基于酸碱调节的剩余污泥水解酸化及其机理研究； 苑宏英7、是否添加表面活性剂 表面活性剂是日常洗涤用品的一个重要组分，广泛存在于生活污水中。 表面活性剂对污泥中的有机物(例如蛋白质等)具有“增溶”作用，在一定条件下

34、(例如合适的pH)，表面活性剂对微生物的细胞还有破碎作用。 由此可以推测，在表面活性剂的作用下污泥水解速率将得到提高。此外，有文献报道表面活性剂可以抑制产甲烷菌的活性。 可以利用表面活性剂来提高污泥的水解速率并抑制产甲烷过程，从而大幅度提高污泥生产SCFAs的量。参考文献：直链烷基苯磺酸盐促进剩余污泥产生短链脂肪酸的研究；姜苏，陈银广，周琪 陈静选用三种不同表面活性剂研究对剩余污泥发酵产酸的影响(不调节pH)，分别为十二烷基苯磺酸钠(简称SDBS)、十六烷基三甲基氯化铵(简称1631)、羧甲基两性味唑琳(简称咪唑啉)。它们分别属于阴离子表面活性剂、阳离子表面活性剂和两性表面活性剂。 结论：在常

35、温常压下，三种不同表面活化剂的加入都不同程度的提高了剩余污泥发酵产生的VFAs浓度，其中在两性离子表面活化剂咪唑啉的促进下污泥发酵产生的VFAs最多为11.67mmolL，从污泥产酸量以及经济成本考虑阴离子表面活化剂、两性表面活化剂和阳离子表面活化剂的最适投加量分别为0.02g/g、0.3g/g和0.1g/g，剩余污泥的VFAs最大值都出现在第5d。 剩余污泥在厌氧发酵过程中会释放出大量的氨氮和溶解性磷。 在三种不同表面活化剂的的作用下，剩余污泥会释放出更多的氨氮和溶解性的磷酸盐。参考论文；剩余污泥厌氧发酵产挥发性脂肪酸的研究；苏州科技学院，陈静 姜苏，陈银广采用批试试验的方法研究十二烷基苯磺

36、酸钠(C12-LAs)对剩余污泥在厌氧发酵过程中产生的短链脂肪酸(SCFAs)的影响(不调pH)。 参考文献：直链烷基苯磺酸盐促进剩余污泥产生短链脂肪酸的研究；姜苏，陈银广，周琪 从污泥产酸量及经济成本(表面活性剂加入量以及污泥停留时间)角度考虑，C12-LAs的最佳投加量为0.02gg-1，此时剩余污泥的SCFAs最大产量出现在第6天。试验结果 C12-LAs的存在促使大量的碳水化合物和蛋白质脱离污泥颗粒并溶解到液相中，为产酸菌提供了丰富的发酵底物。 C12-LAs抑制了产甲烷菌的活性。总结 表面活性剂在不调节pH为强碱性条件下，对污泥发酵产酸有很好的促进作用。 需注意的问题： 过量表面活性

37、剂对厌氧微生物有毒性； 表面活性剂的投加会增大污泥氨氮和磷酸盐的释出； 投加表面活性剂的经济性问题。8、是否添加产甲烷菌抑制剂 张丽杰对二氯甲烷、三氯甲烷、四氯甲烷对产甲烷菌的抑制作用均进行了研究， 结果表明氯仿的抑制效果远好于四氯化碳和二氯甲烷。 氯仿能够较快地影响产甲烷菌的生理活动，可能原因是氯仿与产甲烷菌代谢过程中的某些酶的结构类似，投加氯仿后，氯仿能够取代这些酶进入产甲烷菌的产甲烷代谢，从而破坏其产甲烷代谢。参考文献：剩余污泥水解酸化挥发酸产量最大化试验研究；蔚静雯1， 郑明霞2， 王坤1， 王凯军2， 陶涛1 蔚静雯等研究了45 下氯仿的不同投加量对产甲烷菌的抑制效果，反应瓶内加入4

38、00 mL 的基质泥和100 mL 接种泥， 氯仿投加量分别为0，4.5，6.0，7.5 mg/g， 旨在得到抑制产甲烷菌的最合适的氯仿投加量， 并考察氯仿的投加对水解酸化效果的影响。试验结果氯仿浓度为6.0 mg/g 时甲烷产量略低，但这几个投加量下，甲烷的累积产量相差不大。说明在4.57.5mg/g 内，氯仿投加量对污泥的水解没有明显影响。挥发酸产量相差并不大，但明显高于未投加氯仿的挥发酸产量。实验结论 投加一定的氯仿能很好地抑制产甲烷菌，利于污泥的发酵产酸。 为了能更好地在批式试验中达到挥发酸积累最大化，并尽量避免氯仿在后续反应中带来的不利影响，选择4.5 mg/g 作为剩余污泥水解酸化

39、试验中添加氯仿时的最佳投加浓度。 需注意的问题 有文献报道，过高浓度的氯仿可以杀死污泥中大部分可以为革兰氏阴性菌提供碳源的微生物菌群。因此，投加氯仿来抑制产甲烷菌利用反应器中产生的挥发酸时， 投加要适量才能更好地促进挥发酸积累。 此外，投加的氯仿是否会对主体工艺和环境产生其他影响还需进一步研究。说明 污泥水解个体差异较大，不能直接照搬其他项目的运行参数，需有一个综合的技术、经济分析和方案比选；同时，污泥水解技术工程尺度上的应用在我国起步较晚，针对不同地区进水水质特性和污泥特性的污泥水解工艺仍然有待深入研究，可以期望的是，污泥水解技术在未来污水厂提标改造中必将得到规模化应用。第三章 其他问题(1

40、)发酵液回流量的确定方法 由于污泥来源性质及处理方法不同，上清液中成分也存在差异。 关于回用量的研究较少，文献中查找到的确定回流量的方法主要有两个： 多次配比实验：按照发酵液与实际污水体积的不同比列来看系统的处理效果，找出出水水质最优的作为发酵液投加比例，确定回用量。参考文献：佟娟.剩余污泥碱性发酵产生的短链脂肪酸作为生物脱氮除磷碳源的研究 曹艳晓, ，龙腾锐,傅婵媛等.剩余污泥碱解上清液作为反硝化碳源的回用量实验研究. 测定反硝化速率，测定回用量 采用不同的VFA/N比值进行批式试验，考察其反硝化速率， 选择出试验条件下的较优比值，并应用于实际生活污水中。(2)发酵液中氮磷的问题 活性污泥水

41、解的主要目的是通过水解发酵过程产生乙酸、丙酸等低分子脂肪酸，以补充进水VFA的不足，但是水解过程同时会向混合液释放氮、磷等营养盐。 对于氮磷的影响，不同学者的观点各不相同。P. Elefsiniotis认为：进水中含有少量的NH3N，但是有部分数量可观TKN，但是这些化合物对反硝化几乎没什么影响。因为没有硝酸盐，而且在反应器中的缺氧条件,也使得铵盐无法氧化成硝酸盐或亚硝酸盐。刘智晓等人的研究表明：混合液SCOD/TP 均值为207、COD/TN 为118，这远远高于进水水质比例，虽然水解过程存在氮、磷的二次释放问题，但是释放出的氮、磷在系统内属于内循环，不会额外增加系统的氮、磷负荷，同时混合液

42、中高含量的SCOD 及VFA足以弥补因氮、磷释放而带来的营养盐负荷，水解过程中氮、磷的二次释放对系统性能改善并没有负面作用，是活性污泥水解过程的必然产物。参考文献：P. Elefsiniotis, D.G. Wareham,M.O. Smith. Use of volatile fatty acids from an acid-phase digester for denitrification 刘智晓,季民,郝赟等.利用活性污泥水解发酵补充碳源优化脱氮除磷. 但大部分学者认为大量的N、P，如直接作为碳源，势必增加进水的N、P含量，给后续脱氮除磷工艺增加负担。 所以有必要对发酵液中的N、P进行回收。参考文献：苏高强，汪传新，彭永臻.剩余污泥在混合碱条件下发酵回收碳源和氮磷元素.回收方法 目前大多数是以鸟粪石沉淀形式回收氮磷。 反应式： Mg2+NH4+PO43-+6