隨著我國對水環境保護的日益重視，目前大多數污水處理廠執行了更加嚴格的排放標準，為了對污水中的氮和磷進行更徹底的去除，我國幾乎所有的城鎮污水處理廠均采用以脫氮除磷為目標的生物營養物去除（BNR）工藝。由于硝化菌的世代周期較長，BNR工藝的污泥齡（SRT）一般較長（10d以上），導致剩余污泥中的氮、磷含量較高，使其處理難度增大。此外，隨著我國污水量的逐年增加，城市污水處理廠中BNR工藝產生的剩余污泥量亦相當可觀。因此，探索合適的BNR工藝污泥處理方法對于保障污水處理廠高效運行至關重要。

鑒于BNR工藝污泥的高氮、磷及高有機質含量的特征，目前的處理方法主要有堆肥、厭氧消化等。由于堆肥技術受限于有限的減量和處理規模，而厭氧消化技術在大幅減少污泥體積的同時還可有效回收能源，因此厭氧消化技術對BNR工藝污泥的處理有一定的吸引力。在污泥厭氧消化中，溫度是重要的影響因素，污泥厭氧消化可在低溫（45℃）條件下進行。盡管中溫厭氧消化技術因其良好的穩定性而被廣泛應用于剩余污泥處理中，但對于污泥齡相對較長的BNR工藝污泥，近10年來該技術在我國的應用并不順利。鑒于近年來歐洲一些污水處理廠污泥厭氧消化過程中出現的中溫改高溫現象，筆者以典型的BNR工藝污泥為研究對象，通過中溫和高溫厭氧消化對比試驗，探究BNR工藝污泥中溫和高溫厭氧消化的水解、產氣及污泥減量差異，旨在為BNR工藝污泥的厭氧消化處理提供參考。

1、材料與方法

1.1 污泥來源和性質

本研究選用的兩種BNR工藝污泥分別取自西安市某污水廠氧化溝和A/A/O工藝中的脫水污泥，SRT分別為18~25、16~18d。接種污泥取自課題組常年運行的污泥中溫厭氧消化反應器。污泥的理化性質如表1所示。

1.2 試驗方法

基于接種污泥的VS含量，試驗按30%的接種率接種，中溫和高溫厭氧消化反應器的接種污泥均為中溫消化污泥，并用去離子水調節混合液使TS含量為6%。采用100mL（工作容積為60mL）的血清瓶進行污泥產氣分析，采用250mL（工作容積為200mL）的血清瓶進行污泥厭氧消化的液相分析。試驗開始前，首先向各血清瓶充氮氣2min，然后將其分別置于中溫和高溫恒溫水浴搖床中慢速（140r/min）振蕩混合反應35d。中溫和高溫厭氧消化試驗均以純接種污泥作為空白，以扣除接種污泥的產氣量，且各處理組均設置3組平行試驗。

1.3 采樣與分析

試驗過程中，每天定時采用帶刻度的玻璃注射器在100mL血清瓶中測定沼氣產量，同時每5d采用氣相色譜儀（Agilent6890N，TCD）對沼氣中的氣體組分進行分析。與此同時，每7d從250mL血清瓶中抽取20mL混合液，測定液相水解產物的pH、TS、VS、COD、揮發性脂肪酸（VFAs）和NH3-N。其中，pH采用雷磁pH計測定，TS和VS采用標準重量法測定，總COD（TCOD）和溶解性COD（SCOD，混合液離心并過0.45μm濾膜）采用重鉻酸鉀氧化法測定。此外，混合液在10000r/min下離心10min并經0.22μm濾膜過濾后，用甲酸調節pH至2.0后采用氣相色譜儀（Agilent6890N，FID）測定沼液中的VFAs濃度；同時，取離心后的上清液采用納氏試劑分光光度法測定NH3-N濃度。

1.4 數據處理與分析

由于5d內甲烷在沼氣中的含量相對穩定，本研究以日沼氣產量與近5d測定的甲烷含量相乘獲得每日甲烷產量，然后采用修正的Gompertz模型，根據時間（t）和累積甲烷產量（P）擬合計算厭氧消化過程的遲滯期（λ）、最大產甲烷潛力（P0）和最大比產甲烷速率（Rmax）；根據式（2）和式（3）分別計算達到90%甲烷產量的時間（T90）和有效甲烷產量時間（Tef）；游離氨（FAN）濃度通過pH、氨氮濃度和開氏溫度（T）采用式（4）進行計算。

2、結果與討論

2.1 污泥中溫和高溫厭氧消化產氣特征

2.1.1 日沼氣產量及累積沼氣產量

氧化溝工藝污泥和A/A/O工藝污泥在中溫和高溫厭氧消化過程中的日沼氣產量及累積沼氣產量如圖1所示。在中溫條件下，氧化溝工藝污泥在第3天達到最大日沼氣產量即23mL/gVS，而A/A/O工藝污泥在第5天達到最大日沼氣產量即26mL/gVS；在高溫條件下，氧化溝工藝污泥在第7天達到最大日沼氣產量即45mL/gVS，A/A/O工藝污泥在第6天達到最大日沼氣產量50mL/gVS。另外，在中溫條件下，氧化溝工藝污泥的累積沼氣產量不足270mL/gVS，而A/A/O工藝污泥的累積沼氣產量高達340mL/gVS；在高溫條件下，氧化溝工藝污泥的累積沼氣產量為340mL/gVS，而A/A/O工藝污泥的累積沼氣產量高達360mL/gVS?？傊谥袦貤l件下，氧化溝工藝污泥和A/A/O工藝污泥的最大日沼氣產量出現較早且較低，而高溫條件下的最大日沼氣產量約為中溫條件下的2倍，且出現時間延遲；同時，中溫條件下A/A/O工藝污泥的累積沼氣產量比氧化溝工藝污泥高25.9%，而在高溫條件下兩者的累積沼氣產量較為接近，且均高于中溫條件。

2.1.2 最大產甲烷潛力

兩種BNR工藝污泥的中溫和高溫厭氧消化產甲烷潛力擬合分析結果如表2所示?？芍袦貤l件下氧化溝工藝污泥的Rmax為A/A/O工藝污泥的52.5%，而在高溫條件下為73.6%；中溫條件下氧化溝工藝污泥的P0為A/A/O工藝污泥的73.9%，而在高溫條件下為89.7%。此外，對于達到90%甲烷產量時間T90和有效甲烷產量時間Tef，在中溫條件下氧化溝工藝污泥的兩個參數均在25d左右，而A/A/O工藝污泥的兩個參數則均低于20d；在高溫條件下氧化溝工藝污泥的兩個參數略高于A/A/O工藝污泥。總之，盡管同為BNR系統產生的污泥，無論進行中溫還是高溫厭氧消化，氧化溝工藝污泥的Rmax和P0均明顯低于A/A/O工藝污泥，且其消化所需時長明顯大于后者。

由表2還可知，高溫條件下氧化溝工藝污泥的Rmax、P0分別為中溫條件下的2.47和1.33倍，而高溫下所需要的反應時間僅為中溫的53.8%；高溫條件下A/A/O工藝污泥的Rmax、P0分別為中溫條件下的1.77和1.10倍，而高溫下所需要的反應時間僅為中溫的62.1%。對于同一種BNR污泥，相比中溫厭氧消化，高溫厭氧消化均大幅提高了其Rmax和P0并縮短了反應所需時間，這與Wu等人的研究結果一致，因此，高溫厭氧消化在提高污泥產氣總量的同時有可能大幅度減小反應器的有效容積。

2.2 污泥中溫和高溫厭氧消化水解特征

2.2.1 VFAs濃度的歷時變化

兩種污泥中溫和高溫厭氧消化過程中的VFAs歷時變化如圖2所示，VFAs以乙酸和丙酸為主。中溫條件下，氧化溝工藝污泥的水解產物中VFAs濃度一直低于60mg/L，而A/A/O工藝污泥在第7天時VFAs濃度可達320mg/L，且以丙酸為主；高溫條件下，氧化溝工藝污泥的水解產物中VFAs濃度高于中溫條件，但低于200mg/L，而A/A/O工藝污泥在第7天時VFAs濃度超過930mg/L，其中丙酸濃度達到899mg/L，但之后維持在70mg/L以下，且無明顯積累。由此可見，氧化溝工藝污泥在中溫和高溫條件下VFAs濃度均較低，而A/A/O工藝污泥在第7天時出現以丙酸為主的VFAs濃度峰值，高溫峰值為中溫峰值的3倍，此后并無明顯的VFAs積累。因此，相對于氧化溝污泥，A/A/O工藝污泥在水解初期更易帶來VFAs的積累；而對同一種污泥而言，高溫比中溫厭氧消化在水解初期更容易產生丙酸積累。丙酸作為厭氧消化過程的中間產物，其積累會降低pH，影響厭氧消化系統的穩定性。值得一提的是，本研究中兩種BNR工藝污泥在中溫和高溫厭氧消化過程中均未發生丙酸的持續積累。

2.2.2 SCOD濃度的歷時變化

兩種污泥中溫和高溫厭氧消化過程中的SCOD濃度歷時變化如圖3所示。

中溫條件下，氧化溝工藝污泥的SCOD一直維持在862mg/L以下的較低水平，而A/A/O工藝污泥在第7天時SCOD濃度高達2303mg/L，之后呈下降趨勢；高溫條件下，氧化溝工藝污泥和A/A/O工藝污泥的SCOD濃度在第7天時均達到最大值（3979和6232mg/L），然后在第14天明顯下降。兩種污泥高溫厭氧消化的SCOD濃度均明顯高于中溫，表明高溫厭氧消化可以有效促進BNR工藝污泥中SCOD的溶出。此外，相比A/A/O工藝污泥，氧化溝工藝污泥在中溫和高溫條件下的SCOD濃度均較低，這與2.2.1節中二者在VFAs濃度方面的差異一致，也進一步導致了二者在產氣方面的差異。

2.2.3 pH、NH3-N及FAN濃度的歷時變化

兩種污泥中溫和高溫厭氧消化過程中的pH、NH3-N及FAN濃度歷時變化如圖4所示。

由圖4（a）可知，中溫條件下，氧化溝工藝污泥的pH在第7天時下降至7.06而后上升，A/A/O工藝污泥的pH在第7天時下降至7.2而后上升；高溫條件下，二者的pH均呈上升趨勢。由圖4（b）可知，兩種污泥中溫和高溫厭氧消化過程中的氨氮濃度均隨時間而持續上升：中溫條件下，氧化溝和A/A/O工藝污泥的NH3-N最高濃度分別可達1045和1153mg/L；高溫條件下，氧化溝和A/A/O工藝污泥的NH3-N最高濃度分別可達1655和1427mg/L。FAN濃度受pH、NH3-N濃度及溫度的影響，中溫條件下兩種污泥的FAN濃度均低于100mg/L，高溫條件下卻均高達400~500mg/L，后者可能會出現FAN的抑制問題。

2.3 TS及VS的降解

兩種污泥中溫和高溫厭氧消化過程中的TS及VS降解率如圖5所示。

中溫厭氧消化時，氧化溝和A/A/O工藝污泥的TS降解率分別為12.2%和16.2%，VS降解率分別為27.7%和32.2%；高溫厭氧消化時，氧化溝和A/A/O工藝污泥的TS降解率分別為21.5%和21.9%，VS降解率分別為41.1%和41.5%。兩種污泥高溫厭氧消化的TS和VS降解率均大于中溫厭氧消化，這與前文相同污泥的高溫厭氧消化產氣量大于中溫厭氧消化的結果相一致。另外，兩種污泥高溫厭氧消化時TS及VS降解率的微小差異，導致了兩者累積沼氣產量的微小差異。有研究表明，氧化溝工藝污泥比A/A/O工藝污泥含有更多的胞外聚合物（EPS），污泥降解難度更大，這也解釋了為何相同溫度厭氧消化條件下A/A/O工藝污泥比氧化溝工藝污泥有著更高的TS及VS降解率。此外，根據《城鎮污水處理廠污泥處理處置污染防治最佳可行技術指南（試行）》（HJ—BAT—002）中污泥厭氧消化后有機物降解率大于40%的要求，本研究結果表明，BNR工藝污泥厭氧消化只有在高溫條件下才可滿足而中溫條件下并不能滿足，這也是目前污泥厭氧消化處理技術在我國污水廠應用不順利的原因。

3、結論

①無論在中溫還是高溫厭氧消化過程中，氧化溝工藝污泥的Rmax和P0均明顯低于A/A/O工藝污泥，且其消化所需時間也更長。此外，高溫厭氧消化大幅提高了BNR工藝污泥的Rmax和P0并縮短了其消化時長，氧化溝工藝污泥高溫厭氧消化的Rmax和P0分別為中溫的2.47和1.33倍，而消化時長僅為中溫的53.8%；A/A/O工藝污泥高溫厭氧消化的Rmax和P0分別為中溫的1.77和1.10倍，而消化時長為中溫的62.1%。

②中溫厭氧消化時A/A/O工藝污泥的TS和VS降解率略高于氧化溝工藝污泥；高溫厭氧消化時兩種污泥的TS和VS降解率差異不大，而且均高于中溫條件，TS降解率在21%左右，VS降解率在41%左右。BNR工藝污泥高溫厭氧消化可滿足《城鎮污水處理廠污泥處理處置污染防治最佳可行技術指南（試行）》（HJ—BAT—002）對污泥中有機物降解率的要求。