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【重慶水處理設(shè)備網(wǎng)http://xqccscq.com/】我國剩余污泥產(chǎn)量大，對(duì)其進(jìn)行穩(wěn)定化、無害化和資源化處置處置迫在眉睫，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，目前國際上最受歡迎的污泥減量化和資源化處置技術(shù)。本文首先重點(diǎn)歸納了國內(nèi)外污泥厭氧消化技術(shù)應(yīng)用現(xiàn)狀差異和國內(nèi)外剩余污泥厭氧轉(zhuǎn)化率差別，即我國剩余污泥厭氧轉(zhuǎn)化率處于20%50%之間，明顯低于發(fā)達(dá)國家的水平（50%70%國剩余污泥厭氧消化推廣應(yīng)用水平低于發(fā)達(dá)國家水平的主要原因。其次從泥質(zhì)差異的角度總結(jié)了導(dǎo)致我國剩余污泥厭氧轉(zhuǎn)化率低于發(fā)達(dá)國家的主要差異性因素，即微細(xì)砂含量（50%65%高于發(fā)達(dá)國家（25%30%金屬離子如Ca2+Fe3+Al3+和Mg2+等的含量高于發(fā)達(dá)國家、污泥泥齡（1030d顯著善于發(fā)達(dá)國家（510d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”生態(tài)文明建設(shè)重要內(nèi)容以來，國水污染治理力度空前，效果顯著，污水治理規(guī)模已達(dá)世界第一，污水處置廠數(shù)量大幅增長。截至2018年底，全國城鎮(zhèn)建成運(yùn)行污水處置廠4332座，污水處置能力為每天1.95億立方米。由此，發(fā)生了大量的剩余污泥，目前其年產(chǎn)量已超過4000萬噸（含水率80%計(jì)）[1]這些污泥中富集了污水中30%50%污染物，相比于污水處置技術(shù)的快速有效發(fā)展，污泥的處置處置技術(shù)尚未同步跟上，導(dǎo)致我國80%左右的剩余污泥未得到平安處置，超越30%污水中污染物重回環(huán)境，二次污染嚴(yán)重，因此對(duì)污泥的處置與處置迫在眉睫。2015年頒布的水污染防治行動(dòng)計(jì)劃》水十條”明確指出污水處置設(shè)施發(fā)生的污泥應(yīng)進(jìn)行穩(wěn)定化、無害化和資源化處置處置。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，目前國際上最受歡迎的污泥減量化和資源化處置技術(shù)，也在國住房城鄉(xiāng)建設(shè)部和國家發(fā)展改革委員會(huì)共同編制的城鎮(zhèn)污水處置廠污泥處置處置技術(shù)指南（試行）2011中被推薦為優(yōu)選技術(shù)。然而，目前我國近2/3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自身的問題，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，無論從投資和運(yùn)行，還是從減少二次污染來說，都是一種簡單、經(jīng)濟(jì)、有效的方式。因此從根本上識(shí)別我國剩余污泥厭氧轉(zhuǎn)化的主要影響因素對(duì)于厭氧消化技術(shù)在污泥處置處置上的推廣與應(yīng)用至關(guān)重要。

本文重點(diǎn)歸納了國內(nèi)外污泥厭氧消化技術(shù)應(yīng)用現(xiàn)狀差異和國內(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）差別，并從泥質(zhì)差異的角度總結(jié)了國剩余污泥厭氧轉(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（EU-27污泥總年產(chǎn)量約為1.09107t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1.3107t干基）[2]厭氧消化是EU-27中最常用的污泥處置技術(shù)，其中的24個(gè)國家（89％）被普遍使用，西班牙、英國、意大利、芬蘭和斯洛伐克等國家作為最主流技術(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)在這些國家主要適用于小型污水處置廠，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%污泥采用厭氧穩(wěn)定化[2,3]德國共有約10000座污水處置廠，日污水處置量約為2800萬立方米，污泥年產(chǎn)量約2106t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厭氧消化處置率達(dá)到64%處置過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]英國每年在鄉(xiāng)村污水處置過程中產(chǎn)生的污泥量約為1.2106t干基）2007年其厭氧消化處置率為66%2015年該比例提升至85%根據(jù)規(guī)劃，英國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

美國現(xiàn)有的污水處置廠約26000座，日處置污水量1.5億立方米，污泥年產(chǎn)量約為7106t干基）美國已有650座集中厭氧消化設(shè)施，用于處置58%污泥[6]目前美國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年日本全國污水處置廠污泥產(chǎn)量約為2.2106t干基）且其在當(dāng)時(shí)的處置方式以焚燒為主（66%左右）[7]然而由于其國家的能源和環(huán)境問題，對(duì)現(xiàn)有的以焚燒為主的污泥處置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)的處置處置工藝作為重點(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

厭氧消化技術(shù)的應(yīng)用上，國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)行的缺乏20座，污泥厭氧消化穩(wěn)定率不足3%這使得我國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)國家有著明顯的差異。

2國內(nèi)外剩余污泥泥質(zhì)及其厭氧轉(zhuǎn)化效率差別

對(duì)我國和一些發(fā)達(dá)國家局部污水廠剩余污泥厭氧消化的有機(jī)質(zhì)（volatilesolid降解率（VS降解率，VS減少量/VS總量）進(jìn)行了對(duì)比分析。為了研究國內(nèi)外剩余污泥厭氧轉(zhuǎn)化率自身的差別，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。通過圖1歸納和眾多學(xué)者的報(bào)道可知，國剩余污泥厭氧轉(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)備自身運(yùn)行管理要求高，對(duì)操作人員要求高，導(dǎo)致我國剩余污泥能源回收和經(jīng)濟(jì)效益并不明顯，這是國剩余污泥厭氧消化推廣應(yīng)用水平低于發(fā)達(dá)國家水平的主要原因。重慶GMP純化水設(shè)備

國內(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]無機(jī)物成分包括微細(xì)砂、金屬離子和鹽類等無機(jī)顆粒[33]污泥絮體由大量微生物通過胞外聚合物（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)的差異及污水處置工藝運(yùn)行的差別，國的剩余污泥泥質(zhì)與發(fā)達(dá)國家相比，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)和無機(jī)質(zhì)的組分分布和其他性質(zhì)都會(huì)發(fā)生一定的差別。國污泥的泥質(zhì)與發(fā)達(dá)國家的差異主要體現(xiàn)在有機(jī)質(zhì)含量、無機(jī)砂含量和金屬含量[28,29]對(duì)國內(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國和一些發(fā)達(dá)國家局部污水廠剩余污泥的泥齡

通過文獻(xiàn)調(diào)研分析可知，國污泥的泥質(zhì)與發(fā)達(dá)國家的差異除了有機(jī)質(zhì)含量、無機(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別，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)致了國內(nèi)外污泥厭氧轉(zhuǎn)化效率的差別[28,29,33,68,69]國內(nèi)外泥質(zhì)的典型差異主要?dú)w納如下。

1微細(xì)砂含量高由于我國鄉(xiāng)村排水管網(wǎng)尤其是南方地區(qū)鄉(xiāng)村排水管網(wǎng)普遍存在雨污混接、地下水滲漏的問題；污水處置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)致我國剩余污泥中無機(jī)質(zhì)（ISS含量顯著高于發(fā)達(dá)國家（發(fā)達(dá)國家IS/TS為20%40%而我國IS/TS為50%70%如圖2所示）由于污泥中無機(jī)組分的主要組成基本都為無機(jī)砂[33]且趙玉欣[70]通過對(duì)我國4個(gè)重點(diǎn)流域通過對(duì)全國4個(gè)重點(diǎn)流域（遼河流域、淮河流域、長江中下游流域、三峽庫區(qū)及其上游流域）22座污水處置廠污泥泥質(zhì)的調(diào)研發(fā)現(xiàn)，國剩余污泥中無機(jī)砂的體積平均粒徑為3050μm微細(xì)砂）因此我國剩余污泥泥質(zhì)與發(fā)達(dá)國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)國家有機(jī)質(zhì)占總固體比例（VS/TS為60%80%而我國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工業(yè)污水源頭重金屬處置系統(tǒng)不完善，局部混入鄉(xiāng)村污水處置系統(tǒng)[28,29]導(dǎo)致我國污泥中重金屬如CuPbZnCdHgCrNi和Fe以及其他金屬如CaMg和Al含量顯著高于發(fā)達(dá)國家，如表1所示。CuPbZnCdHgCrNi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FeCaMg和Al離子態(tài)在進(jìn)水中會(huì)影響污泥自身的泥質(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，國污泥中離子態(tài)Fe和Al含量較高的原因除了從工業(yè)污水中富集至污泥以外，也與我國污水處置過程中會(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泥齡長如表2所示，國污水處置廠剩余污泥的泥齡范圍在1030d且大部分在15d以上。這主要是因?yàn)槲覈l(xiāng)村排水管網(wǎng)，尤其是南方地區(qū)鄉(xiāng)村排水管網(wǎng)，普遍存在雨污混接、地下水滲漏的問題，造成污水處置廠進(jìn)水有機(jī)物濃度低，導(dǎo)致我國污水處置廠生物反應(yīng)池往往處于實(shí)際上的低負(fù)荷、長泥齡的運(yùn)行狀態(tài)；且污水處置廠在進(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，經(jīng)常采取提高活性污泥系統(tǒng)泥齡的操作戰(zhàn)略[74]而發(fā)達(dá)國家采用的泥齡普遍為510d表2且發(fā)達(dá)國家還有采用超短泥齡（0.54d處置污水以實(shí)現(xiàn)較佳泥水處置能量平衡的趨勢(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

大量研究標(biāo)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]泥齡延長時(shí)活性污泥外表電位降低，疏水性增強(qiáng)，絮凝能力隨之增強(qiáng)[78]泥齡越長，剩余污泥產(chǎn)率越低，活細(xì)胞數(shù)越少；泥齡越長，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100103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)屠宰廠廢水處置系統(tǒng)中活性污泥的研究標(biāo)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（0.54d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，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23d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。

對(duì)其機(jī)理的論述上，Bolzonella等[83]分別對(duì)4個(gè)污水處置廠（泥齡為8d15d16d35d45d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)胞水解剩余物質(zhì)及局部活細(xì)胞等好氧生物降解水平較高，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)制論述為胞外有機(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)污泥的生長過程及泥質(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》GB500142006規(guī)定，國內(nèi)污水廠采用的激進(jìn)沉砂池按去除相對(duì)密度為2.65粒徑＞200μm泥沙顆粒設(shè)計(jì)，因此進(jìn)入活性污泥法處理系統(tǒng)的無機(jī)砂顆粒粒徑一般小于200μm研究標(biāo)明污水中的無機(jī)砂顆粒會(huì)影響污泥的泥質(zhì)，且不同粒徑的無機(jī)砂粒徑所帶來的影響不同。熊京忠等[85]研究發(fā)現(xiàn)進(jìn)水中添加的無機(jī)砂體積平均粒徑為118.6μm100200μm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明顯的影響；而當(dāng)進(jìn)水中添加的無機(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)無機(jī)砂體積平均粒徑為106μm165μm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)池底而不是通過剩余污泥排出，即粒徑小于100μm無機(jī)砂顆粒（微細(xì)砂）對(duì)剩余污泥性質(zhì)影響更為顯著重慶GMP純化水設(shè)備。

許穎[33]研究發(fā)現(xiàn)在進(jìn)水中加入微細(xì)砂（350μm后，剩余污泥的凈累積產(chǎn)甲烷量會(huì)降低，污泥中的無機(jī)顆?？赡軙?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)。這說明污水中含有微細(xì)砂時(shí)，其在污泥生長過程中并不會(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)帶來影響。

然而目前的研究過程中缺乏量化研究，進(jìn)水中不同含量下的微細(xì)砂對(duì)污泥生長過程的影響及其后續(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。

3.3金屬離子

EPS污泥的主要成分，且主導(dǎo)了污泥絮體的穩(wěn)定性[87,88]大量研究標(biāo)明，EPS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+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溶解和局部絮凝物崩解[71]此外，Suanon等[89]發(fā)現(xiàn)大量金屬通常通過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]這標(biāo)明污泥中的大部分金屬不處于自由狀態(tài)。因此，Xu等[37]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，研究中，通過對(duì)比處置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%TSFe3+1.2±0.2%TS和0.2±0.1%TSAl3+0.11±0.6%TS和0.09±0.01%TSMg2+0.17±0.02%TS和0.12±0.01%TS]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±9mLCH4/gVS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±9mLCH4/gVS-14.8%同時(shí)對(duì)于其影響機(jī)制也做了詳細(xì)的論述，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，與酶分子爭奪污泥顆粒的外表結(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)通過橋聯(lián)、靜電和氫鍵作用強(qiáng)化EOS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。重慶GMP純化水設(shè)備

可見，關(guān)于金屬離子對(duì)污泥生長狀態(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)有了較為充沛的研究。然而Braga等[90]研究也標(biāo)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）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水平仍需進(jìn)一步研究。

4結(jié)語與展望

大量的文獻(xiàn)研究和工程實(shí)例標(biāo)明，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%而我國剩余污泥的VS降解率為30%50%顯著低于發(fā)達(dá)國家水平，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，國剩余污泥微細(xì)砂含量（50%65%高于發(fā)達(dá)國家（25%30%第二，國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)國家；第三，國內(nèi)污水處置廠所設(shè)置的污泥泥齡（1030d顯著善于發(fā)達(dá)國家（510d且發(fā)達(dá)國家有采用超短泥齡（0.54d處置污水以實(shí)現(xiàn)較佳泥水處置能量平衡的趨勢(shì)。

目前看來，這三類典型差異因素已被廣泛報(bào)道會(huì)影響我國剩余污泥的泥質(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、三類因素的影響水平比較以及有針對(duì)性的強(qiáng)化措施關(guān)注較少。因此將來有必要從有機(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剩余污泥厭氧轉(zhuǎn)化性能的重要因素，并通過對(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，目前國內(nèi)對(duì)于污泥處置的技術(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]未來的處置過程中可依據(jù)我國污泥的泥質(zhì)特征選擇適宜的技術(shù)路線。對(duì)于某些污水處置廠的超低有機(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)化在利息效益上已不占優(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置處置應(yīng)避開土地利用的技術(shù)路線；而對(duì)于長泥齡所導(dǎo)致的厭氧轉(zhuǎn)化率低下的問題，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)處置手段以強(qiáng)化厭氧消化性能。