第 1 章 绪论
1.1 课题研究背景及意义
2018 年中国环境状况公报公示，截至 2018 年底，我国城市污水日处理量达到 1.67 亿 m3，累计污水处理量达 519 亿 m3。随着污水的处理，产生了大量的市政污泥，而我国在污水处理方面一直存在“重水轻泥”的问题。有统计表明，我国在 2018 年上半年产生了约 1800 万吨的市政污泥[1]。污泥不仅产量巨大，还含有大量的污染物、病原体和重金属等有毒有害物质，应采取合适的方法处理污泥，避免对环境造成二次破坏。众所周知，厌氧消化能实现污泥处理和能源回收，是经济的、可持续的污泥处理方式[2]。厌氧消化生成的沼气是一种清洁能源，可以代替化石燃料，用于家庭和商业使用[3]。厌氧消化后的沼渣富含营养物质，可以作为农作物的肥料。然而，传统污泥厌氧消化存在消化时间长，甲烷产量少，有机物去除率低等问题，使厌氧消化的优势难以充分发挥[4]，所以有必要寻求厌氧消化强化手段以更好地实现“污泥四化”。
1.1 课题研究背景及意义
2018 年中国环境状况公报公示，截至 2018 年底，我国城市污水日处理量达到 1.67 亿 m3，累计污水处理量达 519 亿 m3。随着污水的处理，产生了大量的市政污泥，而我国在污水处理方面一直存在“重水轻泥”的问题。有统计表明，我国在 2018 年上半年产生了约 1800 万吨的市政污泥[1]。污泥不仅产量巨大，还含有大量的污染物、病原体和重金属等有毒有害物质，应采取合适的方法处理污泥，避免对环境造成二次破坏。众所周知，厌氧消化能实现污泥处理和能源回收，是经济的、可持续的污泥处理方式[2]。厌氧消化生成的沼气是一种清洁能源，可以代替化石燃料，用于家庭和商业使用[3]。厌氧消化后的沼渣富含营养物质，可以作为农作物的肥料。然而，传统污泥厌氧消化存在消化时间长，甲烷产量少，有机物去除率低等问题，使厌氧消化的优势难以充分发挥[4]，所以有必要寻求厌氧消化强化手段以更好地实现“污泥四化”。
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1.2 强化污泥厌氧消化的途径分析
污泥厌氧消化可以分为三个阶段，依次为水解发酵阶段、产氢产乙酸阶段和产甲烷阶段。复杂有机物不能直接被细菌利用，首先需要经过水解发酵阶段，将复杂有机物在产酸菌胞外水解酶的作用下分解成溶解性单体，然后通过产酸发酵细菌将可溶性单体转化为挥发性脂肪酸（VFA）、醇类和醛类等，接着在产氢产乙酸菌作用下转化为乙酸，同时少数同型产乙酸菌以二氧化碳（CO2）和氢气（H2）为底物合成乙酸。最后，酸化产物（乙酸、甲酸、CO2/H2 等）被产甲烷菌转化为甲烷，甲烷的生成是菌群生物共同作用的结果[5]。强化污泥厌氧消化可以从上述三个阶段展开，下边将分别进行叙述。
1.2.1 强化污泥厌氧消化水解发酵阶段
水解是厌氧消化的第一步，也是厌氧消化的限速步骤，可以采用电处理、热水解、辐射和氧化破坏等方法来提高水解速率[5]。
微波辐射是物理处理方法中的一种，通过破坏活性污泥中的微生物的细胞壁，使胞内物质流出，从而增加污泥溶解，达到增强甲烷产量的效果[6]。但由于污泥絮体外部存在胞外聚合物（EPS），会削弱微波的效果，可以添加过氧化氢（H2O2）来解决，将微波辐射和 H2O2 联合，H2O2 会释放出羟基自由基，促进污泥絮体破碎和 EPS 的分解[7]，大大增强微波的效果，从而更好地实现污泥增溶。
污泥厌氧消化可以分为三个阶段，依次为水解发酵阶段、产氢产乙酸阶段和产甲烷阶段。复杂有机物不能直接被细菌利用，首先需要经过水解发酵阶段，将复杂有机物在产酸菌胞外水解酶的作用下分解成溶解性单体，然后通过产酸发酵细菌将可溶性单体转化为挥发性脂肪酸（VFA）、醇类和醛类等，接着在产氢产乙酸菌作用下转化为乙酸，同时少数同型产乙酸菌以二氧化碳（CO2）和氢气（H2）为底物合成乙酸。最后，酸化产物（乙酸、甲酸、CO2/H2 等）被产甲烷菌转化为甲烷，甲烷的生成是菌群生物共同作用的结果[5]。强化污泥厌氧消化可以从上述三个阶段展开，下边将分别进行叙述。
1.2.1 强化污泥厌氧消化水解发酵阶段
水解是厌氧消化的第一步，也是厌氧消化的限速步骤，可以采用电处理、热水解、辐射和氧化破坏等方法来提高水解速率[5]。
微波辐射是物理处理方法中的一种，通过破坏活性污泥中的微生物的细胞壁，使胞内物质流出，从而增加污泥溶解，达到增强甲烷产量的效果[6]。但由于污泥絮体外部存在胞外聚合物（EPS），会削弱微波的效果，可以添加过氧化氢（H2O2）来解决，将微波辐射和 H2O2 联合，H2O2 会释放出羟基自由基，促进污泥絮体破碎和 EPS 的分解[7]，大大增强微波的效果，从而更好地实现污泥增溶。
电处理也是一种促进污泥水解发酵的物理处理方法，在厌氧消化中得到广泛的应用[5]。高压脉冲电场（PEF）是利用外部电场作用来破坏细胞膜和细胞壁，造成微生物细胞破裂，达到灭活微生物的作用[8]。同时电弧放电也可以促进有机固体分解成更易被微生物利用的小分子物质，进而有助于产生更多的甲烷[9]。有研究发现，污泥经过 PEF 处理后厌氧消化能有效提高沼气产量及甲烷浓度，同时污泥减量化效果显著[10]。有学者利用铁-石墨电极将高固体厌氧消化与微生物电解池相结合，电解过程中释放的 Fe2+增强了参与水解的酶的活性，进而促使甲烷产量增加了 22.4％[11]。Veluchamy 等人[12]应用电水解预处理以提高纸浆和造纸厂污泥的甲烷产量，经电解法预处理的污泥产甲烷量为 3013 mL/g VS，比预处理前提高了 13.8%。采用 PEF 处理污泥促进甲烷增产的同时，也对微生物的种类和数量造成了改变，有研究发现，经过 PEF 处理后厌氧消化，产甲烷菌中的Methanoculleus 占比下降，Methanosaeta 占比升高[13]。采用电处理也会影响污泥黏度。有研究发现微生物电解池与厌氧膜生物反应器相结合，施加不同的电压，导致污泥颗粒增大，污泥黏度降低[14]。
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第 2 章 材料和方法
2.1 污泥样品
脱水污泥和厌氧消化污泥取自北京市某污水处理厂，实验前污泥密封放置在冰箱内4 ℃储藏。热水解实验用泥是由脱水污泥经调配获得，TS 范围为 8%-9%，VS 范围为 5%-5.5%，pH 范围为 7.53-7.54。90 ℃热水解污泥的 pH 为 6.53，170 ℃热水解污泥的 pH 为6.52。厌氧消化接种污泥的 TS 为 6.0%，VS 为 2.7%，pH 为 8.52。
2.1 污泥样品
脱水污泥和厌氧消化污泥取自北京市某污水处理厂，实验前污泥密封放置在冰箱内4 ℃储藏。热水解实验用泥是由脱水污泥经调配获得，TS 范围为 8%-9%，VS 范围为 5%-5.5%，pH 范围为 7.53-7.54。90 ℃热水解污泥的 pH 为 6.53，170 ℃热水解污泥的 pH 为6.52。厌氧消化接种污泥的 TS 为 6.0%，VS 为 2.7%，pH 为 8.52。
热水解实验采用小试热反应釜进行，可实时监控反应釜内物料的温度及压力。热反应釜采用机械搅拌的方式保证污泥传热均匀。低温热水解在 90 ℃下进行热水解 24 h，高温热水解在 170 ℃下热水解 4 h，反应后取样于冰水浴中冷却至室温用于后续分析及实验。
污泥流变实验借助 HAAKE Viscotester 550 型旋转黏度计实现，黏度计配有低温恒温槽加热系统，能够将污泥控制在所需的测量温度(20±0.1) ℃。进行流变曲线的测定时，设置剪切速率在 180 s 内由 0 逐渐增大至 1000 s-1。为了减少大颗粒引起的误差，污泥均先过 0.6 mm 孔径的筛子[63]。在测定流变曲线前对每个样品进行前处理，前处理过程如下：低速搅拌至实验所需温度，在最高剪切速率 1000 s-1 下预剪切 5 min，
0 s-1 下保持1min 的平衡[75,88]。
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2.2 污泥脱水性能的测定
常用污泥脱水能力的评价指标有污泥比阻（SRF）和毛细吸水时间（CST）。但近期的一项研究表明，当污泥的含固率较高时，由于极长的吸水时间导致 CST 不再适用[79]。而 SRF 计算方式的建立以 Ruth 方程为基础，需要满足所测样品为不可压缩材料且该样品的孔隙度恒定这一条件，所以 SRF 不能用于脱水设备的精确设计，只能用于评价不同污泥的可滤性[91]。本实验采用 Li 等[92]提出的离心脱水方法来评价污泥脱水性，以离心脱水泥饼的 TS 作为评价脱水性能的指标，TS 值越高，污泥脱水性越好[72]。
将污泥在 10 000 r/min 条件下离心处理 20 min 并通过 0.45 μm 的滤膜，固液分离所得固体即为离心脱水泥饼，将离心脱水泥饼放入蒸发皿中而后于烘箱内 105 ℃条件下干燥处理 24 h，脱水泥饼的含固率采用下列公式计算[72]：
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2.2 污泥脱水性能的测定
常用污泥脱水能力的评价指标有污泥比阻（SRF）和毛细吸水时间（CST）。但近期的一项研究表明，当污泥的含固率较高时，由于极长的吸水时间导致 CST 不再适用[79]。而 SRF 计算方式的建立以 Ruth 方程为基础，需要满足所测样品为不可压缩材料且该样品的孔隙度恒定这一条件，所以 SRF 不能用于脱水设备的精确设计，只能用于评价不同污泥的可滤性[91]。本实验采用 Li 等[92]提出的离心脱水方法来评价污泥脱水性，以离心脱水泥饼的 TS 作为评价脱水性能的指标，TS 值越高，污泥脱水性越好[72]。
将污泥在 10 000 r/min 条件下离心处理 20 min 并通过 0.45 μm 的滤膜，固液分离所得固体即为离心脱水泥饼，将离心脱水泥饼放入蒸发皿中而后于烘箱内 105 ℃条件下干燥处理 24 h，脱水泥饼的含固率采用下列公式计算[72]：
pH 采用瑞士产 Mettler Toledo S210 型 pH 计测量。TS、VS 采用重量法测定，将污泥放置于烘箱内 105 ℃条件下干燥处理 24 h，然后将干燥的样品于马弗炉中 550 ℃高温灼烧 2 h，相应的重量损失用于计算 TS 及 VS/TS[24]。将污泥在 10 000 r/min 条件下离心处理 20 min，上清液通过 0.45 μm 的混合纤维滤膜过滤，所得滤液用于后续溶解性有机物的测量，SCOD 通过 HACH COD 快速测定仪搭配 DRB200 消解器和 DR6000 分光光度计测定，碱度（ALK）的含量采用酸碱指示剂滴定法测得。采用纳式试剂法测定 TAN的含量，比色法测得 VFA 的含量[75]，所用仪器均为 HACH DR6000 分光光度计。
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第 3 章 铁粉和热水解组合厌氧消化的产甲烷能力分析 .................... 11
3.1 厌氧消化实验条件的确定 ................................. 11
3.2 各厌氧消化污泥的理化性质 ................................. 13
第 4 章 铁粉和热水解组合厌氧消化的污泥流变特性分析 ................ 24
4.1 厌氧消化污泥黏度的变化 ............................ 24
4.1.1 热水解厌氧消化污泥黏度的变化 .............................. 24
4.1.2 添加铁粉厌氧消化污泥黏度的变化 ........................... 26
第 5 章 铁粉和热水解组合厌氧消化的古菌群落分析 ........................ 36
5.1 古菌的多样性分析 ........................................... 36
5.1.1 古菌的 ALPHA 多样性分析 .................................... 36
5.1.2 古菌的 BETA 多样性分析 ................................. 37
第 5 章 铁粉和热水解组合厌氧消化的古菌群落分析
5.1 古菌的多样性分析
5.1.1 古菌的 Alpha 多样性分析
在研究微生物群落的 Alpha 多样性时，常从群落的丰度和多样性两方面来进行研究，其中 chao1 指数和 ACE 指数常用来表示群落的丰富度，其中 chao1 指数、ACE 指数越大，群落的丰富度越高。Shannon 指数和 Simpson 指数常用来表示群落物种的多样性，其中 Shannon 指数值越大，群落多样性越高，Simpson 指数值越低，群落多样性越高。本实验测定了各样品中古菌的多样性，如表 5-2 所示：
5.1.1 古菌的 Alpha 多样性分析
在研究微生物群落的 Alpha 多样性时，常从群落的丰度和多样性两方面来进行研究，其中 chao1 指数和 ACE 指数常用来表示群落的丰富度，其中 chao1 指数、ACE 指数越大，群落的丰富度越高。Shannon 指数和 Simpson 指数常用来表示群落物种的多样性，其中 Shannon 指数值越大，群落多样性越高，Simpson 指数值越低，群落多样性越高。本实验测定了各样品中古菌的多样性，如表 5-2 所示：
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第 6 章 结论与建议
6.1 结论
本文探究了投加铁粉（30 mg/g VS、60 mg/g VS）、热水解处理（90 ℃、170 ℃）及铁粉和热水解组合方式对污泥厌氧消化甲烷产量、微生物群落及流变特性、理化特性等方面的影响。所得的主要结论如下：
（1）与单独热水解或添加铁粉相比，热水解与铁粉组合厌氧消化的日甲烷产率呈现出更大的波动性。在累计甲烷产量方面，热水解或投加 30 mg/g VS 铁粉均能达到提高甲烷产量的目的，增强效果由大到小依次是高温热水解、投加 30 mg/g VS 铁粉与高温热水解组合、投加 30 mg/g VS 铁粉、低温热水解、投加 30 mg/g VS 铁粉与低温热水解组合，其累计甲烷产量依次增强了 22.9%、21.9%、18.2%、4.0%、0.5%。在最大产甲烷速率方面，添加 30mg/g VS 铁粉会提高厌氧消化的最大产甲烷速率，而热水解作用降低了厌氧消化的最大产甲烷速率，热水解和铁粉组合方式能提高最大产甲烷速率，但效果低于单独投加铁粉。以累计甲烷产量为自变量，通过正交试验极差分析和方差分析发现，正交试验的最佳铁粉投加量为 30 mg/g VS，最佳热水解温度为 170 ℃，本实验组合方案的最佳条件为投加 30 mg/g VS 铁粉和采用 170 ℃热水解。
6.1 结论
本文探究了投加铁粉（30 mg/g VS、60 mg/g VS）、热水解处理（90 ℃、170 ℃）及铁粉和热水解组合方式对污泥厌氧消化甲烷产量、微生物群落及流变特性、理化特性等方面的影响。所得的主要结论如下：
（1）与单独热水解或添加铁粉相比，热水解与铁粉组合厌氧消化的日甲烷产率呈现出更大的波动性。在累计甲烷产量方面，热水解或投加 30 mg/g VS 铁粉均能达到提高甲烷产量的目的，增强效果由大到小依次是高温热水解、投加 30 mg/g VS 铁粉与高温热水解组合、投加 30 mg/g VS 铁粉、低温热水解、投加 30 mg/g VS 铁粉与低温热水解组合，其累计甲烷产量依次增强了 22.9%、21.9%、18.2%、4.0%、0.5%。在最大产甲烷速率方面，添加 30mg/g VS 铁粉会提高厌氧消化的最大产甲烷速率，而热水解作用降低了厌氧消化的最大产甲烷速率，热水解和铁粉组合方式能提高最大产甲烷速率，但效果低于单独投加铁粉。以累计甲烷产量为自变量，通过正交试验极差分析和方差分析发现，正交试验的最佳铁粉投加量为 30 mg/g VS，最佳热水解温度为 170 ℃，本实验组合方案的最佳条件为投加 30 mg/g VS 铁粉和采用 170 ℃热水解。
（2）高温热水解厌氧消化后，污泥的表观黏度和屈服应力减小，流动行为指数增大，稠度系数减少，污泥的流动性能增强；而投加铁粉厌氧消化后，污泥的表观黏度和屈服应力增大，稠度系数增强，流动行为指数减小，投加铁粉降低了厌氧消化后污泥的流动性。高温热水解或添加铁粉厌氧消化后，污泥的触变指数均降低，触变性均减小，但与对照组相比触变性均偏大。铁粉和热水解组合厌氧消化后污泥表观黏度降低，流动性增强，污泥的触变指数均有不同程度的降低，触变性减小，高温热水解发挥主导作用，削弱了投加铁粉对污泥流动造成的不利影响。
参考文献（略）
参考文献（略）