1概述

近年來，隨著我國經濟的高速發展及環保意識的增強，大量新建的城市污水處理廠在不斷的投入運行，但隨之而來污泥處理則成為新的污染問題。因此，對污水處理技術予以充分重視的同時，能否解決好污泥問題也是污水凈化成功與否的決定性因素之一，因而有必要加強污泥處理與利用的研究。

污水處理廠的污泥一般是由松散的物質組成，含水率較高（95%～99%），體積龐大，性質很不穩定，極易腐化，不利于運輸和處置，應及時進行減容化和穩定化處理，使含有病原微生物、散發出惡臭的腐化物質數量減少并使其分解。穩定化是污泥處理工藝中的關鍵環節和主要目的。穩定的方法有好氧消化、厭氧消化、污泥堆肥、熱解和化學穩定等方法。消化池是利用厭氧發酵的方法來達到污泥穩定化的目的，污泥堆肥是采用好氧的方式達到穩定化的目的，焚燒法是在極端條件下取得無機物的徹底礦化。

在污泥處理技術中污泥厭氧消化投資高，污泥處理部分投資和運行費用約占污水處理廠的20～40%，同時由于其技術復雜性，能夠正常運行的很少。針對這種情況，近年來國內在中小型（甚至大型）污水處理廠大多采用國外引進的延時曝氣氧化溝、SBR等低負荷工藝。首先，低負荷曝氣池的池容和設備是中、高負荷活性污泥工藝的幾倍，相應的投資要高幾倍；其次，延時曝氣對污泥采用好氧穩定，能耗比中、高負荷活性污泥工藝要高40～50%左右。從可持續發展角度講，大規模的采用延時曝氣的低負荷工藝是不適合中國國情的。

1.1污泥的定義

在污水處理領域，對于污泥和污泥穩定化程度的概念是模糊的，明確污泥的定義和建立污泥穩定化程度評價指標，找出可行的測定污泥穩定化（降解程度）的指標具有重要意義。

污泥一詞也不是一個科學的定義，自然界中污泥的產生是與水體中固體物的沉積有關，一般稱為淤泥。從這個意義上講只有沉淀下來的顆粒物才成為污泥。在科學界對污泥的定義也是不同的，比如化學上是根據顆粒尺寸來定義水中有機物形態：溶解性（＜0.001μm）、膠體（0.001～1.0μm），超膠體（1～100μm）和可沉物（＞100μm）。工程上是通過采用的分離方法來定義無機物的形態，一般講污泥是大于濾紙或過濾器孔徑（如1～4μm）的顆粒物質，這包括化學家定義的部分超膠體和可沉物。

污泥的降解過程經歷了固體的液化和水解，雖然液化和水解兩詞在描述污泥甲烷化之前產生的中間產物是可互用的，但它們不是嚴格的同義詞。水解是有明確定義的化學名詞，是指復雜化合物加水分解為小分子的過程（可以用于超膠體、膠體和溶解性物質）。而液化的定義是相當任意的，液化僅涉及到將固體物質轉移到液相，因此液化的對象是污泥。從工程上的定義可知，如果污泥在分解或降解過程中尺寸發生變化，當其粒徑小于過濾器孔徑時，就可認為已經完成了污泥分解或降解過程。

1.2污泥穩定化定義

污泥穩定化的含義針對污泥中有機質而言，事實上是與污泥中有機物的礦化過程相關的。所謂有機物的礦化過程（污泥的穩定化）是在一定條件下，通過物理化學或生化反應，使污泥中的有機物發生分解或降解為礦化程度較高的無機化合物，如H2O／CO2或CH4／CO2的過程。根據定義污泥的穩定化不僅與有機物含量有關，其還與是否在一定條件下有機物的分解或降解反應有關，這里所謂一定條件是指時間和環境條件。例如，在采用厭氧UASB工藝處理污水中形成的顆粒污泥，其有機質的含量有時高達90%以上，但是其在環境中是穩定的，在相當長的一段時間內不再發生（明顯發生）降解反應，也可以認為它是穩定的。

評價污泥的穩定化程度有好氧和厭氧的多種測定方法，但是目前缺乏標準性和規范性。一般可以用污泥中有機物的減少程度或產物的生成量來衡量，在污泥厭氧消化工藝中，人們一般是采用甲烷的產量來評價污泥穩定化程度；也有采用污泥的減量來評價污泥的穩定性。但是，由于在生物反應過程中有機物的降解是與微生物的增殖同時發生，所以不能僅僅以污泥的減量來直接評價污泥穩定化過程。同時，也不宜采用污泥中有機物的比值（如MLVSS／MLSS）來直接衡量污泥的穩定化程度。

2污泥穩定性的測試方法

2.1污泥堿解試驗研究

在強堿的條件下，各種有機物均可快速發生水解。采用堿解污泥的方法，可以在較短的時間內考察污泥中化合物分解的情況。通過堿解試驗可了解污泥最大可水解的量，這間接代表厭氧條件下污泥水解最大可能程度。這一方法是物化方法，間接地反映了污泥可生物降解的量。測試是在恒溫的裝置（圖1a），采用氫氧化鈉試劑在厭氧條件下攪拌反應24小時，測定液化的COD的變化程度，被用來做為評價污泥可以達到的最大液化程度。

2.2 污泥厭氧穩定化試驗

通過測定污泥在厭氧條件下產氣來判定污泥的穩定化程度，這是污泥厭氧消化的基礎。試驗方法是將污泥放入30℃的培養瓶內，在100 d的試驗期間有機物得到最大程度的降解，通過測量甲烷產量評價有機物的降解量。試驗裝置是在錐形瓶中放入一定量的污泥，要求其污泥濃度大約為5 gVSS／L，將錐形瓶放置于30℃的恒溫水浴箱中，每日人工搖動混合1～2次。污泥降解產生的氣體，進入分液漏斗，漏斗中為濃度1.5% NaOH溶液吸收氣體中的CO2，測量量筒中液體體積即為污泥產生的甲烷（CH4）氣體體積（圖1b）。

2.3污泥液化和酸化試驗

污泥厭氧降解試驗達到穩定所需時間長（需100 d），其實用意義不大。因此須開發一種較快的評價污泥穩定性的方法。由于在水解（酸化）階段污泥形態發生變化，而甲烷化階段是由小分子（已不是污泥）轉化為沼氣的過程，也就是說污泥的降解或穩定化僅僅發生在水解階段，所以可采用污泥液化率評價污泥穩定性。由于污泥液化時間短，可以忽略甲烷的產生，反應器是敞開并帶有攪拌裝置進行。

2.4試驗結果

試驗是用5升溫控反應器（圖1c），所采用的污泥取自方莊污水處理廠初沉池排放的污泥。取24、48和72小時混合樣（保持在4℃冰箱內的）。SS的測定采用濾紙（孔徑4.4 mm）過濾，過濾液的VFA采用氣相色譜法分析。COD的分析采用微量COD方法，其他全部按標準方法測定。CODt為原污水或污泥-COD、CODd為離心樣品COD。

2.4.1堿解試驗結果

由于污泥堿解穩定化程度與用堿量、污泥濃度和環境溫度有一定的關系，采用正交試驗的方法對最佳堿解條件進行探索。試驗的設計和結果見表1。

從表1的數據分析污泥濃度與加堿量的關系，可知存在一個加堿量的下限，如果加堿量低于這個下限，堿解效果就極差。比較1號和9號試驗，它們的加堿量均為0.08g／g，但堿解效果卻相差很遠，這說明加堿量下限在0.08g／g附近。NaOH劑量大于0.08g／g時，經過24h.反應后pH值仍在8～9之間，說明加堿量是過量的。但當NaOH劑量不足時（4號試驗），最終pH值呈中性，說明堿已耗盡，同時堿解率也不足，7號試驗得到的效果更差。污泥堿解24小時后，其溶解出的CODd占總CODt的范圍比例與加堿量、污泥濃度有一定關系。如表所示，每克污泥加堿量范圍在大于0.10gNaOH時，堿解效果較好，一般的堿解率大于35%。

表2為不同堿解時間下溶出CODd占總溶出CODd的百分數。一般來說，用離心＋抽濾方法測定的值更能代表溶解性COD的值。從表2可以看出，污泥堿解一般發生在最初的10小時內，此時的堿解速度很快，離心后的污泥CODd占總溶出量的92%以上。這個結論和Huang等的結論比較一致。他們采用17.5 mmol／L鈉堿作水解預處理時（厭氧條件），約1/3的總污泥COD能夠在24 h內溶解，約80%以上的溶解發生在最初的8h。

試驗號 2 h. 6 h. 10 h. 18 h. 1 A／B 2 A／B 54／54 76／65 92／81 98／82 3 A／B 4 A／B 78／57 82／64 95／82 99／91 5 A／B 67／55 83／60 95／77 100／81 6 A／B 73／44 81／63 94／84 98／91 7 A／B 8 A／B 66／65 81／66 92／77 99／79 9 A／B 62／57 83／64 95／76 98／87

注：A：離心處理時的百分數（%）；B：離心＋過濾處理時的百分數（%）

2.4.2厭氧穩定性試驗結果

為了保證試驗的可靠性，進行了2組平行試驗，將產氣量轉化為COD的值（表示為COD－CH4），現將污泥試驗中具有代表性的幾組數據列于表3。污泥降解是一個十分緩慢的過程，歷時100 d的污泥已處于較為穩定的狀態。

1＃ 2＃ 時間（d） 累計產氣量mg COD－CH4／L 占總COD（%） 累計產氣量mg COD－CH4／L 占總COD（%） 0 0 0 0 0 30 898 18.3 730 14.9 70 1265 25.7 1167 23.8 100 1310 26.7 1217 24.8

時間（d）

0

30

70

100

注：1初始條件：CODt＝4911 mg／L，TSS＝10 g／L，VSS＝4.5 g／L；2.COD－CH4為產氣轉化為COD的值

如表3所示，污泥在100 d的測定時，污泥的降解率僅為25%左右，與污泥堿解的結論相比較，在堿解試驗中污泥可以發生水解量為35%，高于厭氧穩定化試驗的數據。這是可以理解的，因為堿解為化學反應，試驗的條件強于生物反應。另外，厭氧穩定性試驗中有一部分污泥已水解，但未完全降解轉化為氣體。污泥厭氧穩定化試驗與堿解量之間的比例關系為70%左右。

2.4.3污泥液化試驗結果

如圖2a所示CODd曲線一直呈上升趨勢，在第10 d左右達到最高峰，然后趨于平穩；VFA曲線也有類似趨勢，但平穩期稍有滯后。試驗結果表明，污泥在前10 d內已達到水解酸化的高峰，此時已有35%左右的總COD轉化為溶解性COD，這結果與堿解試驗結論（污泥穩定化時可轉化率為35%）相當，說明經10 d的水解酸化污泥已基本穩定化。

從圖2a中還可以看出，反應產物的產生依賴于反應時間，但更依賴于溫度。在30℃時液化的CODd明顯地高于20℃。對于水解污泥在20℃和30℃條件下，經過10 d的反應時間產生的溶解性COD分別為0.162和0.287 kgCOD／kgVSS或分別相當于總COD的13.5%和24%。從30℃的試驗結果來看很明顯在第6 d后甲烷化反應導致了VFA的減少。在污泥液化試驗中，由于不同污泥的性質不同，有些情況會產生一定程度的甲烷化。在測試中收集和測量產生的甲烷是必要的，產生甲烷可換算為VFA和COD。

從不同污泥樣品的液化試驗結果來看，初沉污泥被液化的CODd和VFA濃度均高于水解污泥（圖2b）。這表明污泥液化試驗確實可以評價不同污泥樣品的穩定化程度。可以認為間歇污泥液化試驗是一種迅速而有效評價污泥穩定化程度的方法。

3多級厭氧消化工藝的研究

3.1城市污水污泥的研究進展

目前世界各國在污泥處理的領域仍以污泥厭氧消化工藝為主。厭氧消化工藝是在四、五十年代開發的成熟的污泥處理工藝。歐美英各國多數污水處理廠都建有污泥消化池，這種工藝水力停留時間長，一般停留時間的設計標準是20～30 d，為防止短路和加熱，需設置攪拌和加溫設備。美國猶他大學Ghosh教授從70年代開始了污泥兩相消化研究，從微生物生長特點、生長動力學等基礎研究的角度上，證明了兩相工藝的優越性。但其采用的處理構筑物仍然為傳統完全混合式的消化池，在停留時間和減少投資等方面并沒有取得突破性的進展。自兩相消化工藝提出以來，國內外在這一領域進行了不少研究。我國廣州能源所、成都生物所、清華大學等地均在有機廢水和農業廢棄物方面進行了大量的工作，上海市政設計院也對城市污水污泥的兩相凈化作了大量研究。

同時，在70年代末期各種新型厭氧工藝得到發展，例如厭氧濾池（AF），上流式厭氧污泥床反應器（UASB）和厭氧流化床（FB）等。這些反應器的一個共同的特點是可將固體停留時間與水力停留時間相分離，使固體停留時間長達上百天。這使厭氧處理高濃度污水的停留時間從過去的幾天或幾十天可以縮短到幾小時或幾天。美國的康奈爾大學Jewell教授利用厭氧接觸膜膨脹床（AFEFB）反應器處理含纖維素廢水時發現，該反應器處理纖維素固體基質只需傳統消化池5%的池容即可達到相同的處理效果。北京環保所王凱軍在改進的上流式污泥床（水解池）處理城市污水時，發現在水解池2～3 h的停留時間下，在處理污水的同時，被截留的污泥50%以上得到了消化。有理由認為自70年代后期研究者開發的各種新型的厭氧反應器，例如：UASB反應器、厭氧濾池、厭氧消化床等存在著巨大的開發潛力，其完全有可能成為處理污泥新型反應器或其組成單元之一。這一信息也許揭示了新的反應器在污泥處理上的巨大潛力。

事實上，目前對于城市污水污泥的處理，厭氧接觸工藝已不是先進的工藝。近年來在高含懸浮物固體工業廢水處理領域中最為廣泛的是酒精糟液的處理技術，南陽酒精廠COD濃度為25～30 g／L，懸浮物濃度35 g／L，pH 4.5～5.0。采用兩個5000 m3／d的消化池并聯運行，停留時間大約為10 d，相當于COD容積負荷3.0 kg／m3·d，懸浮物負荷為2.0～3.0 kg SS／m3·d。在城市需氣量較多時，酒精糟液不通過固液分離而直接進入消化池，COD負荷為5～6 kg／m3·d。厭氧消化COD、BOD和SS處理效率分別為75.6%、90.8%和45.5%。

污泥中溫厭氧消化工藝的停留時間一般大于20 d（在20～30 d的范圍），相當于懸浮物負荷為1.0～1.5 kg SS／m3·d，COD負荷最多為2.0 kg／m3·d。就酒糟廢液的處理能力和負荷而言，則大大高于城市污泥厭氧消化工藝。從這個意義上講城市污水污泥的厭氧處理技術不但大大落后于污水厭氧處理技術的發展，而且還落后于厭氧工業廢水處理技術的發展。

3.2新工藝的構思

在對城市污水污泥特性和各種厭氧反應器了解的基礎上，借鑒國內外的研究結果和帶有共性的研究思路，新的城市污水污泥處理系統的思想是充分利用現有的成熟工藝的優點，將現有的成熟技術最大程度的整合，集中突破技術整合過程中的技術難點和關鍵。并將治污、產氣、綜合利用三者相結合，使廢物資源化、環境效益與經濟效益和社會效益相統一。具體工藝的基本思想是分為如下三個處理階段。

3.2.1第一級處理階段是液化和分離裝置

第一級反應器應該具有將固體和液體狀態的廢棄物部分液化（水解和酸化）的功能。其中液化的污染物去UASB反應器（為第二級處理的一部分），固體部分根據需要進行進一步消化或直接脫水處理。可采用加溫完全混合式反應器（CSTR）作為酸化反應器，采用CSTR反應器的優點是反應器采用完全混合式，由于不產氣可以采用不密封或不收集沼氣的反應器。

3.2.2第二級處理階段

第二級處理包括一個固液分離裝置，可采用機械或上流式中間分離裝置或設施。中間分離的主要功能是達到固液分離的目的，保證出水中懸浮物含量少，有機酸濃度高，為后續的UASB厭氧處理提供有利的條件。分離后的固體可被進一步干化或堆肥并作為肥料或有機復合肥料的原料。

3.2.3第三級處理階段

在第二階段的固液分離裝置應該去除大部分（80～90%）的懸浮物，使得污泥轉變為簡單污水。城市污泥經CSTR反應器酸化后出水中含有高濃度VFA，需要有高負荷去除率的反應器作為產甲烷反應器。UASB反應器在處理進水穩定且懸浮物含量低時具有一定的優勢，而且UASB在世界范圍內的應用相當廣泛，已有很多的運行經驗。

3.3試驗流程

CSTR反應器有效容積為20 L，反應控制在恒溫和攪拌的條件下。物料在CSTR反應器中進行水解、酸化反應，反應器后接一上流式中間分離池，上流式中間分離池的作用是分離在CSTR反應器內產生的有機酸。經液化后的水在UASB反應器內充分地降解，產氣經水封后由轉子流量計測定產率，水則排到排水槽內，部分出水回流到中間分離池（圖3）。

試驗采用分批投料，連續運行的方式，試驗溫度保持在中溫35℃。試驗采用的污泥為高碑店污水處理廠的污水污泥，其污泥有機物含量較低VSS／TSS＝45%。根據試驗的進展逐步改變運行條件，提高負荷率和縮短停留時間，并考察反應器的運行情況。在穩定條件下重點考察兩組試驗條件，即：CSTR＝10d，中間分離池＝1d，UASB＝1d；另一組為：CSTR＝5d，沉淀回流池＝1d，UASB＝1d。

3.4結果與討論

由于污泥消化過程污泥培養階段耗時較長，啟動初期的監測數據沒有實際意義。整個過程的各個反應器的停留時間和有機負荷的變化見圖4。從停留時間和有機負荷提高的情況來看，酸化池的有機負荷最終提高到15kgCOD／m3·d，而UASB的負荷穩定在5 kgCOD／m3·d。

由圖5b可見，CSTR的HRT＝5 d時，CODd／CODt在35～40%左右，污泥液化效果明顯；而當HRT＝10 d時，由于停留時間較長， CODd／CODt在55%以上。說明停留時間對污泥的液化效果影響很大。試驗開始測定了污泥樣品溶解性CODd值，進水CODd／CODt的比例為8.1%左右。從上面討論可見，污泥在CSTR反應器中停留10 d時，其進一步水解COD占總COD的50%，而當停留時間為5 d時，水解COD的比例占總COD的30%左右。對比污泥穩定性指標，與厭氧消化工藝對比可知CSTR池停留時間HRT＝5 d，經過水解的污泥就可以達到相當的穩定化。因此，在以后的生產性試驗中，取CSTR反應器的HRT＝5d。

然而由圖6a可見，VFA上升比例相對不高。進水中CODv／CODt的比例在7%左右；經5 d液化后，CODv／CODt在25%左右，經10 d液化，比例降到在20%以下。表明當CSTR反應器的停留時間延長，發生甲烷化反應。在最終UASB反應器中，厭氧主要在產甲烷階段進行，CODv／CODd回落至5%左右。

由圖6b可見，雖然兩組試驗的停留時間和負荷各不相同，但從試驗的結果來看UASB的去除效率卻基本相同，VFA的去除率為90%左右，對COD的去除率為83%左右。VFA的去除效率較好，產酸相產生的揮發酸基本在反應器中得到降解。COD的去除率不如VFA，這是因為UASB進水中，除了VFA外，還有一部分不溶性COD尚未水解為可溶性COD，這部分COD沒有在反應器中得到去除。

3.5新工藝的生產性應用

目前，工業廢水和小型生活污水處理廠，普遍采用對好氧剩余污泥直接脫水的方法處理污泥。剩余活性污泥存在著耗藥量大，脫水比較困難的缺點。北京市中日友好醫院污水處理廠日處理水量為2000m3／d，原污泥的處置方案為活性污泥經濃縮后，運至城市污水處理廠消納，但在實際運行過程中經常出現由于污泥無穩定出路，而影響污水處理廠運轉的情況。為了使活性污泥得到穩定的處置，實際工程中采用的一體化設備如圖7所示，各反應器的停留時間分別為：

二沉池排出的剩余污泥首先排入污泥酸化池進行水解酸化處理，然后進入中間分離池，該池排出的上清液進入UASB反應器，進行高濃度、低懸浮物有機廢水的降解；從中間分離池排出的污泥經測定已基本穩定化，污泥量較常規處理減少了三分之二，脫水性能大大改善；而且病菌和蟲卵殺滅率達到99.99%，完全符合國家關于醫院污水廠污水污泥無害化標準，從而徹底解決污泥消納的問題。

4結論

本文對污泥水解和液化以及污泥穩定性等概念進行了定義。通過厭氧穩定性試驗、污泥堿解試驗和污泥液化等試驗方法對污泥穩定化程度評價指標進行了深入的對比研究，提出液化試驗可以作為簡單可行的污泥穩定化（降解程度）指標的試驗方法。

同時根據我國城市污水處理發展的現狀，通過對于厭氧處理工藝的綜述研究，將現有的相關成熟技術最大程度的集成和整合，研究突破整合過程中的技術難點和關鍵，提出了多級厭氧處理工藝。本研究在理論分析和試驗研究的基礎上，以城市污泥為對象進行了多級厭氧消化工藝的試驗研究，并在工程上進行驗證。結果證實工藝是可行的，可使污泥在較短的總停留時間（T＝7 d）達到穩定化。

[1] 許保玖(1983)，當代給水與廢水處理原理講義，清華大學出版社

[2] Wang Kaijun (1994) Integrated Anaerobic and Aerobic Treatment of Sewage， Ph. D thesis， Wageningen Agricultural University， the Netherlands

[3] Lettinga，G.; Knippenberg，K. van；Veenstra，S.；Wiegant，W.(1991b). Upflow Anaerobic Sludge Blanket (UASB): Low cost sanitation research project in Bandung/Indonesia. Internal Report， Final report. Wageningen Agricultural University，February 1991.

[4] Huang Ju-Chang， Bill T. Ray and Huang Yaojiang(1989)， Accelerated Sludge Digestion by Anaerobic Fluidized Beds: Bench-scale Study， In: Proc. Int. Conf. Water and Wastewater， pp.628

[5] Knechtel， J.R. (1978)， A More Economical Method for the Determination of Chemical Oxygen Demand， Water and Pollution Control， 166， pp.25-29

[6] 王凱軍，賈立敏等 城市污水處理新技術應用與開發 北京化工出版社

[7] 王凱軍(1996)，城市污水厭氧處理工藝與其中污泥穩定化問題研究，第四屆海峽兩岸環境研討會，pp.21

[8] 王凱軍等人(1998)，第二代污泥厭氧處理工藝研究，北京市環境保護科學研究院，北京市科委研究報告

[9] Sam Ghose(1991)，Pilot-scale demonstration of two-phase anaerobic digestion of activated sludge. Wat. Sci. Tech. Vol.23，pp.1179-1188

[10]吳冰(1997)，多級厭氧工藝處理含高懸浮固體廢水，北京礦業大學研究生院，碩士論文

[11]申立賢(1983)，應用上流式厭氧污泥床反應器處理酒精、溶劑糟液，北京市環境保護科學研究所，研究報告