隨著活性污泥法的普及應(yīng)用, 污水處理廠產(chǎn)生大量廢棄的活性污泥.根據(jù)《中國(guó)城鄉(xiāng)建設(shè)統(tǒng)計(jì)年鑒(2015年)》, 中國(guó)每年產(chǎn)生750萬(wàn)t污泥(干重), 并且隨著污水廠的發(fā)展, 城市生活污泥產(chǎn)量還將不斷增長(zhǎng).城市生活污水中的污染物轉(zhuǎn)移到污泥中, 其中包含有機(jī)質(zhì)、毒性污染物(重金屬、多氯聯(lián)苯、多環(huán)芳烴等)、微生物及病原菌、無(wú)機(jī)物(鹽類(lèi))等.污泥處理是污水處理的延續(xù)和必然要求, 如果處理處置不當(dāng), 將使污水處理成效大打折扣.厭氧消化使污泥中有機(jī)物轉(zhuǎn)化為沼氣(其中包含60%~70%的甲烷)并實(shí)現(xiàn)污泥減量與資源回收, 普遍被認(rèn)為是處理污泥的最有效方法之一.但是, 由于污泥有機(jī)質(zhì)具有難水解的特點(diǎn), 導(dǎo)致污泥厭氧消化設(shè)施停留時(shí)間長(zhǎng)、甲烷產(chǎn)率低等問(wèn)題, 限制了厭氧消化工藝在污泥處理處置中的推廣應(yīng)用.

　　強(qiáng)化污泥有機(jī)顆粒的水解是提高污泥厭氧消化效率的重要技術(shù)途徑.當(dāng)前研究表明加堿、水熱等預(yù)處理方法均可有效地強(qiáng)化污泥水解從而提升厭氧轉(zhuǎn)化性能, 盡管這些預(yù)處理方法在一定程度上能夠改善污泥厭氧消化性能, 但對(duì)提高單位污泥有機(jī)質(zhì)的沼氣產(chǎn)量尚存在爭(zhēng)議.例如, Hamzawi等的研究發(fā)現(xiàn)與對(duì)照組相比, 熱化學(xué)預(yù)處理后的污泥盡管污泥有機(jī)質(zhì)溶出性增加, 但污泥厭氧生物降解性與對(duì)照組無(wú)顯著區(qū)別. Passos等的研究發(fā)現(xiàn)超聲預(yù)處理并不能顯著提高厭氧產(chǎn)氣效果. Appels等通過(guò)對(duì)不同泥質(zhì)污泥預(yù)處理效果的總結(jié)發(fā)現(xiàn), 最優(yōu)預(yù)處理的條件通常依賴(lài)于污泥的性質(zhì).事實(shí)上, 研究發(fā)現(xiàn)金屬離子能夠改變污泥性質(zhì), 從而對(duì)單位污泥有機(jī)質(zhì)產(chǎn)沼氣產(chǎn)生抑制作用, 例如：張勝等的研究發(fā)現(xiàn)城市污水強(qiáng)化混凝處理過(guò)程中引入的金屬對(duì)污泥的厭氧消化具有抑制作用; 趙鑫的研究發(fā)現(xiàn)投加聚合氯化鐵的絮凝污泥厭氧消化產(chǎn)氣量較剩余污泥下降51%; Smith等的研究發(fā)現(xiàn)相對(duì)不添加鐵的污泥, 添加鐵的污泥厭氧消化單位有機(jī)質(zhì)產(chǎn)沼氣減少12%; Dentel等的研究發(fā)現(xiàn)厭氧消化過(guò)程中氨基酸、蛋白質(zhì)和長(zhǎng)鏈脂肪酸容易受到鐵或鋁復(fù)合物的影響, 降低生物可降解性.對(duì)于金屬離子對(duì)厭氧產(chǎn)氣的抑制機(jī)制, Sheng等認(rèn)為EPS與金屬離子之間存在的絡(luò)合作用, 使細(xì)胞結(jié)構(gòu)更加穩(wěn)定; Dai等的研究發(fā)現(xiàn)污泥有機(jī)質(zhì)在污泥中并不獨(dú)立存在, 能夠與金屬離子發(fā)生絡(luò)合作用形成金屬-有機(jī)質(zhì)絡(luò)合物, 限制污泥有機(jī)質(zhì)的厭氧生物轉(zhuǎn)化; Park等的研究發(fā)現(xiàn), 將污泥中的金屬離子提取后, 污泥EPS結(jié)構(gòu)遭到破壞, 污泥水解特性得到提高. Zou等的研究發(fā)現(xiàn), 添加EDTA能提高厭氧發(fā)酵過(guò)程中污泥的STOC(溶解性有機(jī)碳)和TVFA(總揮發(fā)性脂肪酸)濃度.綜上所述, 筆者認(rèn)為, 有機(jī)絡(luò)合態(tài)金屬離子是造成污泥有機(jī)質(zhì)難于溶出和水解的重要原因, 去除污泥絮體中的有機(jī)絡(luò)合態(tài)金屬離子, 有利于提高污泥中有機(jī)質(zhì)的溶出和水解特性, 從而強(qiáng)化污泥厭氧生物轉(zhuǎn)化和甲烷產(chǎn)率.

　　本文中, 為了破壞金屬離子與污泥有機(jī)質(zhì)形成的穩(wěn)定結(jié)構(gòu), 強(qiáng)化污泥有機(jī)質(zhì)的厭氧消化產(chǎn)沼氣, 首先, 采用金屬螯合劑EDTA對(duì)污泥進(jìn)行了預(yù)處理, 確認(rèn)了污泥中有機(jī)質(zhì)釋放和有機(jī)絡(luò)合態(tài)金屬離子的去除; 其次, 通過(guò)測(cè)定污泥有機(jī)質(zhì)溶出表觀活化能和有機(jī)顆粒的表面位點(diǎn)密度, 表征了預(yù)處理前后污泥有機(jī)顆粒溶出和水解特性; 最后, 通過(guò)BMP測(cè)試實(shí)驗(yàn)進(jìn)一步研究了預(yù)處理前后污泥有機(jī)質(zhì)厭氧消化過(guò)程中VFAs和產(chǎn)甲烷動(dòng)力學(xué)的變化, 以期為強(qiáng)化污泥厭氧消化的預(yù)處理技術(shù)提供方法參考.

　　1 材料與方法 1.1 實(shí)驗(yàn)污泥

　　實(shí)驗(yàn)污泥取自上海曲陽(yáng)污水廠, 使用前儲(chǔ)存于4℃冰箱中, 基本性質(zhì)如表 1所示.

　　1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì) 1.2.1 去除有機(jī)絡(luò)合態(tài)金屬實(shí)驗(yàn)

　　EDTA作為普遍應(yīng)用的金屬螯合劑, 具有優(yōu)良的金屬絡(luò)合能力且難以厭氧分解.因此, 實(shí)驗(yàn)組為EDTA預(yù)處理的污泥, EDTA投加量(以EDTA/濕污泥計(jì))為15g·kg-1, 攪拌時(shí)間為12 h.攪拌結(jié)束后, 使用100 mL離心管, 每管添加60 g±2 g污泥離心(12 000 r·min-1, 20 min)保留固體, 棄去富含EDTA及金屬絡(luò)合物的上清液, 每管添加12 mL去離子水轉(zhuǎn)移污泥固體并潤(rùn)洗離心管.取重新溶解后的污泥作為厭氧消化污泥測(cè)定理化參數(shù).對(duì)照組為未預(yù)處理污泥, 不添加EDTA, 其他步驟與實(shí)驗(yàn)組相同.

　　1.2.2 厭氧消化產(chǎn)酸實(shí)驗(yàn)

　　根據(jù)Oh等的研究, 一定溫度的熱處理能滅殺產(chǎn)甲烷菌而不影響產(chǎn)氫菌活性, 因此, 本實(shí)驗(yàn)中的接種泥經(jīng)過(guò)102℃熱處理, 30 min殺滅產(chǎn)甲烷菌, 以探究厭氧消化的水解產(chǎn)酸段.空白組添加18 g消化污泥, 保持實(shí)驗(yàn)組與對(duì)照組的COD一致, 以COD計(jì)接種比(inoculum/substrate, I/S)=0.5.在37℃振蕩培養(yǎng)箱中培養(yǎng)16 d.使用島津GC-1020 plus氣相色譜儀測(cè)定VFAs.

　　1.2.3 污泥厭氧消化產(chǎn)甲烷實(shí)驗(yàn)

　　空白組添加120 g接種泥, 接種泥為厭氧消化的生活垃圾有機(jī)物, 投加相應(yīng)質(zhì)量的實(shí)驗(yàn)組和對(duì)照組污泥, 保持實(shí)驗(yàn)組與對(duì)照組的COD一致, 以COD計(jì)I/S=0.5, 加水至400 g, 保持3組污泥樣品消化過(guò)程體積一致.置于37℃水浴, 使用Bioprocess全自動(dòng)BMP儀, NaOH溶液吸收CO2以及酸性氣體, 測(cè)定每日CH4產(chǎn)量.

　　1.3 測(cè)定指標(biāo)及方法

　　文中溶解性指標(biāo)指污泥經(jīng)12 000 r·min-1, 20 min離心, 過(guò)0.45 μm濾膜的上清液.所有樣品在測(cè)試前均于4℃冰箱中保存. TS、VS采用重量法. COD測(cè)定采用重鉻酸鹽法. TOC測(cè)定使用TOC測(cè)定儀(島津公司TOC-L CPH/CPN).溶解性蛋白質(zhì)的測(cè)定采用Lowry法.溶解性多糖的測(cè)定采用蒽酮比色法.有機(jī)絡(luò)合態(tài)金屬元素測(cè)定采用Tessier法提取, 微波消解后用ICP-AES測(cè)定金屬元素濃度.表面位點(diǎn)密度(surface site density, SSD)測(cè)定采用酸堿滴定法.

　　2 結(jié)果與討論 2.1 污泥性質(zhì)變化

　　表 2為對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組污泥的COD、溶解性蛋白質(zhì)、溶解性多糖、SSD、主要有機(jī)絡(luò)合態(tài)金屬和TCOD/TOC的變化.結(jié)果表明, 污泥中溶解性有機(jī)質(zhì)含量大幅提升, 其中SCOD增加627%, 溶解性蛋白質(zhì)和溶解性多糖分別提升158%和148%, 蛋白質(zhì)的溶出率高于多糖. Park等認(rèn)為污泥中與金屬離子結(jié)合的主要有機(jī)質(zhì)是蛋白質(zhì), 其研究結(jié)果表明, EDTA預(yù)處理破壞了金屬離子與蛋白質(zhì)的結(jié)合, 并促進(jìn)蛋白質(zhì)從污泥絮體中釋放. Yu等的研究發(fā)現(xiàn)Fe、Mg、Ca等是維持污泥絮體結(jié)構(gòu)的主要金屬元素, 本實(shí)驗(yàn)組污泥中的主要有機(jī)絡(luò)合態(tài)金屬含量均降低73%, 其中有機(jī)絡(luò)合態(tài)鐵元素下降93%;其主要原因是EDTA和金屬形成穩(wěn)定的溶解性螯合物并從污泥中溶出.筆者前期的研究發(fā)現(xiàn), 表面位點(diǎn)密度(SSD)可用來(lái)表示水解酶與污泥表面結(jié)合的位點(diǎn)數(shù).酶是微生物新陳代謝的重要因素, 水解酶與厭氧消化效率密切相關(guān).實(shí)驗(yàn)組的SSD較對(duì)照組提升73%(如表 2), 表明EDTA預(yù)處理后, 污泥表面與水解酶的結(jié)合機(jī)會(huì)增加, 可提高水解酶效率和有機(jī)物可生物降解性, 加快水解步驟, 提高后續(xù)的厭氧消化產(chǎn)甲烷潛力.此外, Mottet等通過(guò)統(tǒng)計(jì)學(xué)研究發(fā)現(xiàn), TCOD/TOC表示污泥中還原態(tài)碳占總有機(jī)碳的比例, 可用來(lái)表征污泥中有機(jī)碳的厭氧生物轉(zhuǎn)化能力.實(shí)驗(yàn)組污泥的TCOD/TOC上升16%, 表明EDTA預(yù)處理可增加污泥還原態(tài)碳的比重, 暗示該方法能夠提高污泥厭氧消化產(chǎn)甲烷潛力.

　　2.2 污泥有機(jī)質(zhì)溶出特性

　　大量研究發(fā)現(xiàn)水解階段是污泥厭氧消化的限速步驟, 污泥厭氧消化的水解階段主要包括污泥有機(jī)質(zhì)從固態(tài)的溶出和水溶性大分子有機(jī)物水解為微生物可直接利用的小分子有機(jī)物, 而前者通常被認(rèn)為是關(guān)鍵步驟[4].因此, 提高污泥有機(jī)質(zhì)溶出能力能有效加快水解速度, 提高后續(xù)厭氧消化產(chǎn)甲烷水平.污泥有機(jī)質(zhì)溶出的表觀活化能(apparent activation energy, AAE)可用來(lái)表征污泥有機(jī)質(zhì)溶出所需能量[18, 27], 說(shuō)明污泥有機(jī)物溶出的難易程度, 為考察對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組污泥的有機(jī)物溶解能力, 本文測(cè)定并計(jì)算了污泥樣品的AAE. AAE可以由Arrhenius公式[式(1)]計(jì)算而得, 式(1)可以變換為式(2)的形式便于計(jì)算：

　　式中, k為溶解速率常數(shù), h-1; A為指前因子; R為摩爾氣體常數(shù), J·(mol·K)-1; T為熱力學(xué)溫度, K; Ea為污泥有機(jī)質(zhì)溶出表觀活化能, kJ·mol-1.

　　污泥有機(jī)質(zhì)溶出過(guò)程可用擬一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型描述：

　　式中, ct為t時(shí)刻溶解性TOC(STOC)濃度, mg·L-1; ce為反應(yīng)達(dá)到平衡時(shí)STOC濃度, mg·L-1; c0為初始STOC濃度; k為溶解速率常數(shù), h-1; t為反應(yīng)時(shí)間, h.

　　表 3表示對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組污泥STOC溶出結(jié)果按擬一級(jí)動(dòng)力學(xué)擬合后的參數(shù). 圖 1表示不同溫度下(35、45、55℃)對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組污泥的STOC溶出量隨時(shí)間的變化.結(jié)果可知, 在相同溫度下, 實(shí)驗(yàn)組污泥的平衡STOC和溶解速率常數(shù)k均高于對(duì)照組, 說(shuō)明該方法能有效提升有機(jī)質(zhì)溶出量和溶出速率, 改善污泥中有機(jī)物的溶解特性; 該結(jié)果同時(shí)暗示在后續(xù)的厭氧產(chǎn)酸和產(chǎn)甲烷過(guò)程中將有更多可被微生物利用的底物, 最終提高微生物的厭氧消化潛力.隨著溫度的升高, 對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組污泥的溶解速率常數(shù)k增加, 水解速率加快, 平衡STOC濃度增加, 說(shuō)明提高溫度能提升有機(jī)質(zhì)溶出量和溶出速率.此外, 隨著溫度升高, 對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組污泥的STOC溶解曲線不斷接近; 實(shí)驗(yàn)組污泥35℃時(shí)與對(duì)照組在55℃下的平衡STOC濃度接近, 表明經(jīng)EDTA預(yù)處理后, 污泥中較大部分有機(jī)質(zhì)已經(jīng)溶出, 溫度對(duì)其有機(jī)質(zhì)溶出量的影響較小, 實(shí)驗(yàn)組污泥在較低的溫度下即可達(dá)到對(duì)照組在較高溫度下的溶出效果. 圖 2為對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組污泥的Arrhenius相圖和有機(jī)質(zhì)溶出的表觀活化能對(duì)比.從圖 2(a)可知, 在相同溫度下, 對(duì)照組的溶解速率常數(shù)k小于實(shí)驗(yàn)組. 圖 2(b)為對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組污泥的AAE值.實(shí)驗(yàn)組污泥的有機(jī)質(zhì)溶出表觀活化能低于對(duì)照組, 下降率為36%, 結(jié)果表明, 經(jīng)EDTA預(yù)處理后, 污泥有機(jī)質(zhì)溶出的能量壁壘降低, 污泥有機(jī)質(zhì)的溶出能力提高, 有利于緩解污泥厭氧消化過(guò)程水解階段限速的影響.

　　2.3 污泥厭氧消化特性 2.3.1 污泥厭氧消化產(chǎn)酸

　　圖 3為對(duì)照組與實(shí)驗(yàn)組厭氧消化16 d的VFAs變化.實(shí)驗(yàn)組污泥的厭氧消化VFAs產(chǎn)量顯著高于對(duì)照組.實(shí)驗(yàn)組和對(duì)照組在第4 d時(shí)達(dá)到最高值, 分別為2 088 mg·L-1和1 467 mg·L-1, 提升42%.在第6 d時(shí), 對(duì)照組VFAs已大幅下降, 而實(shí)驗(yàn)組依然保持較高的濃度, 直到第8 d大幅下降, 暗示實(shí)驗(yàn)組可能出現(xiàn)酸抑制現(xiàn)象.對(duì)照組VFAs自第4 d后開(kāi)始持續(xù)下降, 直到第16 d降至最低, 而實(shí)驗(yàn)組在第14 d后上升, 第16 d小幅回升, 暗示在相同接種比的條件下, 實(shí)驗(yàn)組對(duì)VFA的利用速率要低于對(duì)照組.綜合實(shí)驗(yàn)結(jié)果可知, EDTA預(yù)處理能增加厭氧產(chǎn)酸階段VFAs的產(chǎn)生.這是由于經(jīng)EDTA預(yù)處理后, 污泥有機(jī)質(zhì)溶出表觀活化能降低, 有機(jī)質(zhì)大量溶出, 有利于VFAs的形成.

 　　圖 4為對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組污泥厭氧發(fā)酵16 d的VFAs不同組分分布變化.乙酸是厭氧產(chǎn)酸階段VFAs最主要的成分, 在厭氧產(chǎn)酸的前4 d乙酸含量快速上升至最高點(diǎn), 實(shí)驗(yàn)組和對(duì)照組分別達(dá)到1 206 mg·L-1和683 mg·L-1, 占總VFAs的58%和46%.丙酸是厭氧產(chǎn)酸階段另一種重要的VFAs成分, 在第8 d, 丙酸濃度超越乙酸, 且在第12 d, 實(shí)驗(yàn)組和對(duì)照組中丙酸含量分別達(dá)到最高值, 說(shuō)明大部分乙酸已經(jīng)被轉(zhuǎn)化利用.丁酸和戊酸含量相對(duì)較低. Yuan等認(rèn)為乙酸、丙酸和丁酸主要為多糖和蛋白質(zhì)發(fā)酵產(chǎn)生, 而戊酸主要為蛋白質(zhì)發(fā)酵產(chǎn)生. VFAs的產(chǎn)生和形式與厭氧產(chǎn)酸前的底物密切相關(guān), 乙酸和丙酸在厭氧產(chǎn)酸過(guò)程中的大幅上升與EDTA處理后蛋白質(zhì)和多糖顯著提高有關(guān).根據(jù)厭氧消化理論, 乙酸可被微生物直接利用產(chǎn)生CO2和CH4, 因此從第4 d后, 乙酸最先被分解利用, 其降解速率大于丙酸, 該研究結(jié)果與Wang等的研究一致. Yuan等和Chen等認(rèn)為丙酸、丁酸和戊酸難以被微生物直接利用, 因此實(shí)驗(yàn)組在16d時(shí)丙酸含量升高, 可能的原因是實(shí)驗(yàn)組產(chǎn)生大量的VFAs, 其中難以被微生物直接利用的組分可能會(huì)轉(zhuǎn)化為丙酸.

 　　2.3.2 污泥厭氧消化產(chǎn)甲烷

　　實(shí)驗(yàn)組污泥厭氧消化甲烷產(chǎn)量顯著高于對(duì)照組, 實(shí)驗(yàn)組污泥的單位COD產(chǎn)氣量提升了48%, 表明該處理方法有效地提高了污泥產(chǎn)氣潛能.由于EDTA對(duì)厭氧消化產(chǎn)甲烷階段有抑制作用, 因此, 單位有機(jī)質(zhì)產(chǎn)氣量的提高是由于EDTA預(yù)處理釋放有機(jī)質(zhì)導(dǎo)致的.

　　此外, 在前7 d, 實(shí)驗(yàn)組產(chǎn)甲烷曲線低于對(duì)照組, 之后實(shí)驗(yàn)組超越對(duì)照組并快速增長(zhǎng), 此暗示兩組實(shí)驗(yàn)的產(chǎn)氣動(dòng)力學(xué)可能存在較大差異, 為進(jìn)一步分析兩組實(shí)驗(yàn)的產(chǎn)氣動(dòng)力學(xué)機(jī)制, 本文采用了常用的擬一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型[式(4)]和修正的Gompertz模型[式(5)]來(lái)研究[35]：

　　式中, B為累計(jì)甲烷產(chǎn)量, mL; t為厭氧消化時(shí)間, d; B0為基于模型的產(chǎn)甲烷潛力, mL; kH為水解速率常數(shù), d-1; Rm為最大產(chǎn)甲烷速率, mL·d-1; λ為遲滯時(shí)間, d.

　　Bolado-Rodríguez等[35]的研究認(rèn)為, 擬一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型主要應(yīng)用于描繪和說(shuō)明水解階段是厭氧消化過(guò)程限速步驟, 而修正的Gompertz模型則假設(shè)產(chǎn)甲烷過(guò)程是特定功能菌的生長(zhǎng)過(guò)程, 由于消化過(guò)程中存在某種抑制因素, 因而限制了整個(gè)消化過(guò)程, 通常應(yīng)用于產(chǎn)甲烷階段限速的厭氧消化過(guò)程.

　　圖 5為動(dòng)力學(xué)模型擬合的厭氧消化22 d甲烷產(chǎn)量變化曲線, 表 4為動(dòng)力學(xué)模型擬合后的相關(guān)參數(shù).結(jié)果表明, 根據(jù)不同動(dòng)力學(xué)模型擬合, 實(shí)驗(yàn)組厭氧產(chǎn)甲烷潛力均高于對(duì)照組.當(dāng)以水解反應(yīng)作為限速步驟, 根據(jù)擬一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型擬合后, 實(shí)驗(yàn)組厭氧產(chǎn)甲烷潛力較對(duì)照組提升93%(以單位COD計(jì)).然而, 對(duì)于整個(gè)過(guò)程的產(chǎn)氣速率常數(shù)k, 實(shí)驗(yàn)組小于對(duì)照組.從實(shí)際產(chǎn)氣曲線可以發(fā)現(xiàn), 實(shí)驗(yàn)組在前6 d出現(xiàn)遲滯, 然后進(jìn)入快速增長(zhǎng)階段.這是由于在厭氧消化前期, 實(shí)驗(yàn)組發(fā)生VFAs累積, 形成酸抑制, 此可從厭氧產(chǎn)酸階段第4~6 d實(shí)驗(yàn)組VFAs濃度遠(yuǎn)大于對(duì)照組得到證實(shí).為了提高產(chǎn)氣速率常數(shù)k, 可以適當(dāng)提高接種比I/S, 防止VFAs在短時(shí)間內(nèi)大量累積, 從而強(qiáng)化產(chǎn)氣效率.當(dāng)根據(jù)修正的Gompertz模型擬合后, 實(shí)驗(yàn)組厭氧產(chǎn)甲烷潛力較對(duì)照組提升56%(以單位COD計(jì)), 最大產(chǎn)甲烷速率Rm提升28%, 對(duì)照組無(wú)遲滯時(shí)間, 實(shí)驗(yàn)組遲滯時(shí)間達(dá)到1.06 d.此外, 由擬合度結(jié)果可知(表 4), 對(duì)照組RGompertz2

　　綜上所述, 經(jīng)EDTA預(yù)處理后, 極大地緩解了污泥水解過(guò)程對(duì)整個(gè)厭氧消化過(guò)程的限速影響, 這與污泥有機(jī)質(zhì)溶出的表觀活化能降低密切相關(guān).而實(shí)驗(yàn)組污泥的遲滯時(shí)間與VFAs大幅增長(zhǎng)所導(dǎo)致的酸抑制有關(guān), 適當(dāng)增大接種比可能是縮短遲滯時(shí)間的有效方法.

　　3 結(jié)論

　　(1) 去除有機(jī)絡(luò)合態(tài)金屬能有效降低有機(jī)質(zhì)溶出反應(yīng)的能量壁壘, 促進(jìn)污泥中有機(jī)質(zhì)的溶出.

　　(2) 去除有機(jī)絡(luò)合態(tài)金屬能提升污泥厭氧生物制氣效果, 其中污泥的厭氧消化產(chǎn)酸能力最大提升42%;厭氧消化產(chǎn)甲烷能力提升48%.此外, 去除有機(jī)絡(luò)合態(tài)金屬后, 污泥水解酸化已不再是整個(gè)厭氧消化過(guò)程的限速步驟.具體聯(lián)系污水寶或參見(jiàn)http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　(3) 根據(jù)本文實(shí)驗(yàn)結(jié)果, 去除該有機(jī)絡(luò)合態(tài)金屬是強(qiáng)化污泥厭氧消化產(chǎn)沼氣的有效方法.本研究結(jié)果可以為開(kāi)發(fā)有效的污泥厭氧消化預(yù)處理技術(shù)提供重要的方法支撐.