高溫厭氧下腐殖土對改善活性污泥性質(zhì)的影響

李偉英，許京晶，吳 敏，陸 輝

（1.同濟(jì)大學(xué) 污染控制與資源化研究國家重點實驗室，上海200092；2.中國海誠工程科技股份有限公司，上海200031；3.同濟(jì)大學(xué) 長江水環(huán)境教育部重點實驗室，上海200092）

我國80%的小型污水處理廠采用活性污泥法處理污水［1］.該方法雖具有處理水量大、出水水質(zhì)好、技術(shù)成熟靈活、運(yùn)行穩(wěn)定、抗沖擊負(fù)荷能力強(qiáng)等特點，但是活性污泥法因在處理過程中產(chǎn)生大量的剩余污泥、污泥分離特性較差等缺陷一直困擾污水廠設(shè)計及運(yùn)行，從而成為該方法在實際應(yīng)用中的瓶頸問題.隨著我國城市污水處理廠規(guī)模和數(shù)量的不斷增加，污泥產(chǎn)量也日趨龐大.因此，若無污泥減量化、穩(wěn)定性的處理方法，將造成嚴(yán)重污染問題.

目前的污泥處置主要有直接農(nóng)用、堆肥后農(nóng)用、填埋、海洋處置、焚燒、污泥濕式氧化等方法［2］.基于技術(shù)、經(jīng)濟(jì)等可行性因素考量，污泥堆肥農(nóng)用是目前最廣泛的使用方式，然而為了避免污泥對農(nóng)作物的次生污染，首先需要對其進(jìn)行穩(wěn)定化處理.

腐殖土是一類含有大分子土壤有機(jī)質(zhì)及土壤微生物的物質(zhì)，在日、韓兩國主要將其運(yùn)用于改良傳統(tǒng)活性污泥法，即在原工藝中增加腐殖土反應(yīng)器，使污泥流經(jīng)反應(yīng)器時，通過土壤微生物的作用改善污泥性能，進(jìn)而提高對氮、磷的去除效率，有效抑制臭味產(chǎn)生［3］.然而，迄今為止，將腐殖土直接投加于污泥中，考察其對污泥脫水、沉降、減量、穩(wěn)定性能的國內(nèi)外研究鮮有報道.

基于此，本試驗在55°C高溫厭氧條件下，在污泥中投加腐殖土對其進(jìn)行穩(wěn)定處理，通過考察腐殖土的投加量和反應(yīng)時間對于污泥性質(zhì)的影響程度來評價該污泥減量、穩(wěn)定手段的可行性.

1 材料與方法

1.1 樣品采集與預(yù)處理

1.1.1 污泥

污泥取自上海市曲陽污水廠二沉池回流污泥，其混合液懸浮固體（mixed liquor suspended solids，MLSS）質(zhì)量濃度為8g·L－1，經(jīng)重力濃縮將質(zhì)量濃度調(diào)節(jié)為20g·L－1左右.濃縮后的污泥放入聚乙烯瓶密閉，置于55°C高溫?fù)u床待用.

1.1.2 腐殖土

腐殖土為直徑約2cm、長約7cm 的褐色柱狀體，由日本W(wǎng).T.M 公司提供，表1列出了腐殖土的相關(guān)理化指標(biāo).腐殖土投加前，先將其研磨成粉末后過篩，篩孔大小為0.074mm.過篩后的腐殖土粉末置于玻璃容器，于干燥、陰涼處保存待用.

表1 腐殖土理化指標(biāo)Tab.1 Physical and chemical parameters of humus soil

1.2 實驗方法

原泥經(jīng)濃縮處理后裝入1L 聚乙烯瓶，投加過篩后的腐殖土，使腐殖土質(zhì)量濃度分別達(dá)到0，1，2，3，5g·L－1，均勻攪拌后密封，置于55°C恒溫?fù)u床，轉(zhuǎn)速為140r·min－1.

分別在反應(yīng)0，7，14，21，35d時取樣，測定各個活性污泥理化性質(zhì)參數(shù).

1.3 分析參數(shù)及方法

為考察污泥濃度及其有機(jī)質(zhì)含量，采用103～105°C烘干法測定污泥MLSS［4］，采用550°C灼燒法測定污泥混合液揮發(fā)懸浮固體濃度（mixed liquor volatile suspended solid，MLVSS［5］）.為了研究污泥的各項理化性質(zhì)隨投加量、投加時間的變化規(guī)律，本實驗針對不同測定對象進(jìn)行pH 值，毛細(xì)吸水時間（capillary suction time，CST）、氧化還原電位（oxidation reduction potential，ORP）、分子量分布、C，H，N 有機(jī)元素含量分析、有機(jī)官能團(tuán)等參數(shù)測定，表2為本試驗相關(guān)儀器及其型號.

表2 試驗儀器及型號Fig.2 Instruments and models

2 結(jié)果與討論

2.1 厭氧消化時間確定

2.1.1 pH 值

圖1為pH 值隨腐殖土投加量及反應(yīng)時間的變化.從圖1中可以看到，pH 值在6.16～7.96范圍內(nèi)變化，隨著反應(yīng)的進(jìn)行，pH 值呈倒U 型趨勢.這符合厭氧反應(yīng)的兩個階段，即酸化階段和產(chǎn)氣階段所表現(xiàn)的pH 值變化特征.實踐表明，環(huán)境pH 值介于6.8～7.2之間更有利于產(chǎn)甲烷菌的活動，本實驗當(dāng)反應(yīng)時間達(dá)到35d時，pH 值達(dá)到了7.16～7.96，基本不適宜厭氧消化反應(yīng).這可能由于每次取樣后污泥樣品減少的同時有部分空氣進(jìn)入聚乙烯瓶，導(dǎo)致厭氧反應(yīng)實驗條件被破壞，因此從pH 值考慮，試驗厭氧消化時間主要考察0～21d.

從腐殖土投加量上來看，高溫厭氧反應(yīng)下的污泥pH 值隨著腐殖土投加量的增加而遞減，這主要與腐殖土的性質(zhì)有關(guān).本實驗用腐殖土pH 在4.0～5.5之間，屬于酸性物質(zhì)，所以隨著腐殖土投加量的增加，實驗污泥的pH 值會降低.

圖1 pH 隨腐殖土投加量及反應(yīng)時間的變化Fig.1 Effects of dosage and contact time on pH of sewage sludge

2.1.2 ORP

在厭氧生物處理工藝中，ORP 是一個重要的控制參數(shù).總體而言，厭氧反應(yīng)的ORP需控制在－100 mV 以下，當(dāng)ORP 在－100～50 mV 之間時為缺氧狀態(tài).從表3中可以看到，0～21d的污泥ORP均小于－200mV，滿足厭氧條件下ORP小于－100mV的條件，但當(dāng)實驗進(jìn)行到35d時，腐殖土投加量為0及1g·L－1的污泥的ORP分別達(dá)到了－27及－41 mV，可以判斷為缺氧狀態(tài).因此，從ORP角度考量，將厭氧反應(yīng)時間定為21d.

表3 ORP隨腐殖土投加量及反應(yīng)時間的變化Tab.3 Effects of dosage and contact time on the ORP of sewage sludge mV

2.2 污泥脫水性能

毛細(xì)吸水時間（CST）是指濾液在濾紙上滲透特定距離所需要的時間，用于表征污泥的脫水性，CST越大脫水性越差［6］.為探尋不同腐殖土投加量對污泥脫水性能影響，同時消除混合液懸浮固體濃度MLSS對污泥脫水性能的干擾，本試驗將污泥CST與相應(yīng)的污泥質(zhì)量濃度的比值，即單位污泥毛細(xì)吸水時間作為研究對象，分析考察了腐殖土投加量與活性污泥單位濃度CST 的關(guān)系.分析結(jié)果如圖2所示.

結(jié)果表明，除了反應(yīng)時間為7d 之外，污泥的CST 均隨著腐殖土投加量的增加而減少，表明在腐殖土的作用下污泥脫水性能在一定時間內(nèi)得到提高.當(dāng)反應(yīng)時間為14d時，CST 從未投加腐殖土?xí)r的36.95s·L·g－1減少到投加量為5g·L－1時的22.77s·L·g－1，CST 減少幅度為38.4%，減少幅度最為明顯.其余反應(yīng)時間段的污泥CST 亦有從9.5%到37.7%的不同程度降幅，這主要與腐殖土的物理結(jié)構(gòu)和化學(xué)組成相關(guān).腐殖土具有多孔、疏松的物理結(jié)構(gòu)，據(jù)研究表明［7］該結(jié)構(gòu)特點對于活性污泥的脫水性能有較大的改善作用.除此之外，腐殖土中Ca2＋，Mg2＋，Al3＋，F(xiàn)e3＋的含量相對較多，這些離子，尤其是Ca2＋，Mg2＋的存在亦可以影響到活性污泥脫水性能［7］.因此，投加腐殖土有利于改善污泥脫水性能，且腐殖土投加量與污泥脫水性能的改善程度正相關(guān).

圖2 單位濃度CST隨腐殖土投加量和時間的變化Fig.2 Effects of dosage and contact time on the CST of sewage sludge

2.3 污泥減量

活性污泥減量的程度由混合液懸浮固體質(zhì)量濃度ρMLSS與混合液可揮發(fā)性懸浮固體質(zhì)量濃度ρMLVSS兩個參數(shù)來表征.

ρMLVSS隨反應(yīng)時間和腐殖土投加質(zhì)量濃度的變化可參見圖3a.從圖中可以看到，隨著反應(yīng)的進(jìn)行，污泥的ρMLVSS逐漸降低，其中以0～7d的污泥減量幅度最為明顯.這主要是由于在厭氧反應(yīng)初期的水解酸化階段期間，污泥中有機(jī)物顆粒部分轉(zhuǎn)化為溶解態(tài)物質(zhì)，大分子的有機(jī)物轉(zhuǎn)化為有機(jī)酸、醇、醛等，其中微生物的降解最為明顯；氣化階段則是在兼性、厭氧細(xì)菌降解作用下，厭氧階段發(fā)生轉(zhuǎn)化的有機(jī)物質(zhì)（溶解態(tài)、有機(jī)酸、醇、醛等）部分轉(zhuǎn)化為CH4，CO2氣體，或H2O，N2，H2S 等無機(jī)物，導(dǎo)致污泥濃度隨反應(yīng)時間的增加而減小.同時，不同投加量的腐殖土亦會影響污泥中ρMLVSS的減量率，在21d的厭氧反應(yīng)過程中，活性污泥的ρMLVSS減量率在37.67%～40.56%范圍內(nèi)，均高于未投加腐殖土的原污泥的減量率（37.18%），即表明腐殖土的投加能有效減少M(fèi)LVSS的含量.MLVSS可間接表征活性污泥中有機(jī)物的含量，即在宏觀上考察，投加腐殖土能有效降低活性污泥中有機(jī)物的濃度.然而研究結(jié)果亦表明，活性污泥中有機(jī)質(zhì)的減量率與腐殖土的投加量并沒有明顯的相關(guān)關(guān)系.

圖3 MLVSS，MLSS質(zhì)量濃度隨時間和投加量的變化Fig.3 Effects of dosage and contact time on the MLVSS and MLSS of sewage sludge

同樣的，活性污泥ρMLSS隨時間和腐殖土投加濃度的變化可參見圖3b，其變化趨勢和ρMLVSS相近.在投加0，1，2，3，5g·L－1腐殖土后分別在反應(yīng)21d后，污泥ρMLSS濃度相較開始時分別減少了25.95%，29.69%，26.19%，28.07%，28.76%，其中以腐殖土投加量為1g·L－1對ρMLSS減少最為明顯.由此可見，腐殖土的投加有利于污泥減量，這與多項國內(nèi)外實踐經(jīng)驗和理論研究相符合［8］.

2.4 污泥穩(wěn)定性

2.4.1ρMLVSS／ρMLSS

混合液可揮發(fā)性懸浮固體濃度與混合液懸浮固體濃度的比值ρMLVSS／ρMLSS，主要是用以考察活性污泥中有機(jī)物質(zhì)含量的變化，可從宏觀上表征活性污泥的穩(wěn)定程度，ρMLVSS／ρMLSS越低，活性污泥穩(wěn)定程度越高.

通過比較ρMLVSS／ρMLSS可以發(fā)現(xiàn)，隨著反應(yīng)時間的增加活性污泥該比值逐漸下降，見圖4所示.這意味著污泥中有機(jī)質(zhì)含量隨高溫厭氧反應(yīng)的進(jìn)行逐漸減少，即高溫厭氧消化有利于污泥趨于穩(wěn)定的狀態(tài).隨著腐殖土投加量的增加，所有反應(yīng)時間段的ρMLVSS／ρMLSS均呈遞減趨勢，這代表了從宏觀上腐殖土有利于減少活性污泥中的有機(jī)質(zhì)含量，從而促使污泥向穩(wěn)定狀態(tài)發(fā)展.

圖4 ρMLVSS／ρMLSS隨時間和投加量的變化Fig.4 Effects of dosage and contact time on the MLVSS／MLSS

2.4.2 凝膠過濾色譜分析

用于評價分子量分布的指標(biāo)中，最常用的是重均相對分子量（Mw）和數(shù)均相對分子量（Mn）的比值.數(shù)均相對分子量是按試樣含有分子的數(shù)目統(tǒng)計的平均分子量，重均相對分子量是按試樣的重量進(jìn)行統(tǒng)計的平均分子量［9］.隨著相對分子量的分布變寬，Mw／Mn值會逐漸變大，Mw／Mn被稱為相對分子量分布指數(shù).

本實驗針對污泥中提取的富里酸（FA）和污泥中溶解性有機(jī)物（DOM）進(jìn)行凝膠過濾色譜（GFC）分析，結(jié)果如表4.從表4可以看到，從原泥到21d高溫厭氧消化后各污泥中的FA，Mw／Mn值有了急劇的下降，降低幅度在90%～92%.該結(jié)果表明，隨著高溫厭氧消化的進(jìn)行，污泥FA 的分子量的分布變窄，即隨著高溫厭氧消化的進(jìn)行，污泥中固態(tài)有機(jī)物發(fā)生了降解和轉(zhuǎn)化，使得其分子構(gòu)成發(fā)生了變化，使原高分子量的物質(zhì)變?yōu)楹唵蔚牡头肿恿课镔|(zhì).

表4 原泥、21d厭氧反應(yīng)后污泥FA 相對分子量分布指數(shù)Tab.4 Molecular weight distribution index of FA isolated from sludge contacted with humus soil for 0dor 21d

從表4中21d污泥FA 的相對分子量分布得知，活性污泥的相對分子量分布指數(shù)隨腐殖土投加量增加呈緩慢下降趨勢，從投加量為0到5g·L－1，Mw／Mn減少了12.9%.這說明，腐殖土的投加使得FA 相對分子量分布變窄，即在腐殖土的作用下固態(tài)污泥更好地趨于穩(wěn)定狀態(tài).

試驗對污泥中DOM 進(jìn)行了凝膠過濾色譜分析，結(jié)果見表5.隨著時間的增加，污泥DOM 的Mw／Mn比值逐漸增加，其中以0～7d的增加量最為明顯，達(dá)到了10～30倍的增長，而7～21d的污泥增加量有所減緩.

表5 污泥DOM 相對分子量分布指數(shù)隨時間變化Tab.5 Different molecular weight distribution index of DOM isolated from sludge according to the contacted time

DOM 開始時測定的GFC 響應(yīng)值在0.001 8～0.002 0；14，21d時分別達(dá)到了0.002 0～0.002 5，0.004 0～0.004 5.響應(yīng)值的變化情況反應(yīng)出活性污泥溶解性物質(zhì)數(shù)量的增加，而DOM 的增加，有利于污泥作為土壤改良劑農(nóng)用時改良效用的提高.

2.4.3 有機(jī)元素分析

隨著反應(yīng)的進(jìn)行，污泥腐殖酸（humic acid，HA）中的C，H，N 質(zhì)量分?jǐn)?shù)逐步減少.C 元素減少1.3%～20.3%不等，N 減少幅度在19.2%～33.4%之間，H 降低幅度在1.3%～13.8%范圍內(nèi).總體來說，相對而言N 的變化較為明顯，其次為C 元素，H元素的含量相對變化最小.

元素C和N 的質(zhì)量比值w（C）／w（N）常被用來表征不同來源腐殖酸的結(jié)構(gòu)變化［10］.厭氧反應(yīng)進(jìn)行后，w（C）／w（N）在時間上呈現(xiàn)了先揚(yáng)后抑的趨勢，反應(yīng)時間為7d時各個投加量的污泥腐殖酸w（C）／w（N）比都達(dá)到了最大值，之后的w（C）／w（N）隨著時間的增加而略微降低，但總體上仍高于0d污泥的w（C）／w（N）.高w（C）／w（N）是有機(jī)質(zhì)成熟的表現(xiàn)，也表明污泥穩(wěn)定程度的提高［11］.隨著高溫厭氧反應(yīng)的進(jìn)行，w（C）／w（N）在各反應(yīng)時間區(qū)段內(nèi)都高于原污泥的現(xiàn)象，說明了高溫厭氧反應(yīng)有利于污泥性質(zhì)的穩(wěn)定化，該結(jié)果與ρMLVSS隨時間降低的結(jié)論也保持一致.

結(jié)合圖5和表6—8可以清晰地看到，原污泥（即不投加腐殖土的污泥）在C，N 元素質(zhì)量分?jǐn)?shù)上，隨著時間的變化較大，都有較大程度的降低或浮動；但是，隨著腐殖土投加量的增加這種變化趨勢減緩，當(dāng)腐殖土投加量為5g·L－1時C元素的質(zhì)量分?jǐn)?shù)幾乎都在32%左右窄幅波動，隨時間變化不大，這說明經(jīng)過腐殖土改良過的污泥C，H，N 含量相對穩(wěn)定.

表6 各腐殖酸樣品C元素質(zhì)量分?jǐn)?shù)對比Tab.6 Comparison of carbon percentage in different humic acid samples isolated from sewage sludge%

表7 各腐殖酸樣品H 元素質(zhì)量分?jǐn)?shù)對比Tab.7 Comparison of hydrogen percentage in different humic acid samples isolated from sewage sludge%

表8 各腐殖酸樣品N 元素質(zhì)量分?jǐn)?shù)對比Tab.8 Comparison of nitrogen percentage in different humic acid samples isolated from sewage sludge%

2.4.4 傅立葉紅外光譜分析

根據(jù)文獻(xiàn)說明腐殖酸（humic acid，HA）紅外光譜有以下主要特征峰［12］：3 000cm－1（O—H 伸縮、脂族C—H）；2 920cm－1（C—H 伸展），1 710cm－1（C O 伸展），1 540cm－1（酰胺Ⅱ帶），1 650cm－1（COO－對稱伸縮、芳族C C 伸縮），1 380cm－1（COO－伸展、酚的OH 變形和C—O 伸縮）；1 230 cm－1（COOH 的C—O 伸 縮 和OH 變 形），1 030 cm－1（多糖C—O 伸縮）.

從圖6中可以看到，在反應(yīng)初期腐殖土對原污泥官能團(tuán)的影響不大，每個投加量均出現(xiàn)了十分類似的譜線，分別在3 420，2 925，1 654，1 541，1 230，1 010cm－1處出現(xiàn)較為明顯的吸收峰.在3 420cm－1附近范圍內(nèi)出現(xiàn)的主肩峰可能是由于O—H 伸縮、脂族C—H 引起的，也有文獻(xiàn)表明這除O—H 伸縮外，還可能是出現(xiàn)了官能團(tuán)的N—H 伸縮，在此范圍內(nèi)有吸收峰表明污泥樣品的HA 中含有苯環(huán)和酚基官能團(tuán).在2 925cm－1處明顯的吸收峰代表在HA中存在烷基上的C—H 伸縮振動.在1 654cm－1處，可以看到最強(qiáng)烈的吸收峰，這代表著HA 樣品中存在COO－對稱伸縮、芳族 =C C 伸縮，即表明存在芳香結(jié)構(gòu)、酰胺結(jié)構(gòu)的有機(jī)物.1 541cm－1處的一個小肩峰是酰胺Ⅱ帶的吸收峰，也有文獻(xiàn)指出這可能是N—H 振動及酰胺類的 =C H 伸展.在各HA 樣品中還測出COOH 的C—O 伸縮和OH 變形，這可以從譜圖中1 230cm－1處的小肩峰得到證實.而位于1 020～1 070cm－1處產(chǎn)生的次肩峰，表明了樣品中芳香脂類及多糖類物質(zhì)的存在，因為在該范圍內(nèi)的吸收峰是多糖C—O 伸縮的表現(xiàn).

圖6 初始腐殖酸（反應(yīng)時間為0d）傅立葉紅外譜圖Fig.6 FT－IR spectra of original HA isolated from sewage sludge

在腐殖土與污泥反應(yīng)21d后，污泥中的吸收峰雖然種類無很大程度的改變，但是官能團(tuán)的含量上都有了大幅度的減少，這從吸收峰峰強(qiáng)的大幅降低可以得到證明，相較于原泥，投加腐殖土后的污泥腐殖酸紅外譜圖明顯趨于緩和，即吸收峰強(qiáng)度降低，這代表著腐殖酸中對應(yīng)官能團(tuán)含量的降低；而其中某些官能團(tuán)數(shù)量的減少、譜圖的簡單化，則暗示了污泥形成了更多結(jié)構(gòu)穩(wěn)定的物質(zhì).

從圖7可以看到，對應(yīng)的各大特征峰的出峰強(qiáng)度都逐漸減弱，轉(zhuǎn)化為小肩峰.這說明了隨著高溫厭氧反應(yīng)的進(jìn)行，污泥腐殖酸中的各類官能團(tuán)的含量都有了相應(yīng)的減少.特別的是譜圖在芳香族的特征峰1 654cm－1處峰強(qiáng)有了大幅的衰減，在代表酰胺類基團(tuán)的1 540cm－1特征峰峰強(qiáng)也有了一定程度的緩和.這些結(jié)果表明：在反應(yīng)過程中，腐殖酸中的小分子蛋白質(zhì)和碳水化合物類物質(zhì)減少，腐殖酸芳構(gòu)化程度增強(qiáng)，向成熟方向發(fā)展.在2 925cm－1處烷基上的C—H 伸縮振動峰也隨著時間的推移漸趨平緩，這反映了在污泥中脂類、酰胺等成分的減少［13］.

因此，隨著高溫厭氧消化反應(yīng)的進(jìn)行，污泥中腐殖酸的芳構(gòu)化程度加強(qiáng)，漸漸趨于一種穩(wěn)定的狀態(tài).

圖7 0g·L－1腐殖酸樣品隨時間變化傅立葉紅外譜圖Fig.7 FT－IR spectra of HA isolated from sewage sludge with no humus soil

3 結(jié)論

在為期35d的高溫厭氧活性污泥試驗中，通過考察在不同反應(yīng)時間下，不同腐殖土投加量時活性污泥各項理化性質(zhì)變化特點及特征，得到以下結(jié)論：

（1）提高污泥脫水性能

CST 測定結(jié)果表明，在活性污泥的CST 均隨腐殖土投加量的增加而減少，幅度在9.5%到38.4%不等，即在腐殖土的作用下污泥脫水性能有所提高，且脫水性能的改善程度與腐殖土投加量正相關(guān).

（2）提高污泥的減量化

通過分析檢測污泥的MLSS及MLVSS 指標(biāo)，得到高溫厭氧條件下投加腐殖土后ρMLVSS的降低率在37.67%～40.56%之間，均高于原污泥相應(yīng)數(shù)值的降低率（37.18%）；ρMLSS也得到與ρMLVSS變化相一致的結(jié)果，這表明投加腐殖土可有利于減少污泥含量及有機(jī)物含量.

（3）提高污泥的穩(wěn)定性

通過ρMLVSS／ρMLSS值分析表明投加腐殖土可使活性污泥中有機(jī)物含量降低，有利于污泥穩(wěn)定.GFC分析結(jié)果表明FA 的相對分子量分布指數(shù)Mw／Mn隨時間呈下降趨勢，且下降程度與腐殖土投加量正相關(guān)；而污泥中DOM 則逐步上升，DOM 含量的提高有利于污泥作為土壤改良劑幫助植物吸收污泥中的有機(jī)質(zhì)及其他營養(yǎng)物質(zhì).

針對HA 的有機(jī)元素分析表明，隨著高溫厭氧反應(yīng)的進(jìn)行，污泥中C，N，H 含量都有所降低，相較于初始污泥，反應(yīng)后污泥的w（C）／w（N）均較高，這意味著高溫厭氧反應(yīng)的進(jìn)行，有利于污泥穩(wěn)定性能的提高.傅立葉紅外光譜分析結(jié)果表明相較于未投加腐殖土的原泥，投加腐殖土后污泥HA 紅外譜圖中位于芳香族、酰胺類基團(tuán)的吸收峰強(qiáng)度有了明顯的降低，這代表了HA 中小分子蛋白質(zhì)和碳水化合物的減少及芳構(gòu)化程度的增強(qiáng)，污泥向成熟方向發(fā)展，說明投加腐殖土可有利于污泥的穩(wěn)定性、成熟化.隨著高溫厭氧消化的持續(xù)進(jìn)行，污泥中HA 的紅外光譜吸收峰強(qiáng)度亦有所減弱，這代表著高溫厭氧反應(yīng)也有利于污泥中的HA 逐漸趨于穩(wěn)定.

通過試驗表明，在高溫厭氧反應(yīng)過程中，投加腐殖土對污泥的脫水性能、有機(jī)元素組成、分子量分布、官能團(tuán)種類及含量均有影響，可使其在脫水性能、污泥減量和污泥穩(wěn)定程度上得到改善和提高.因此，將腐殖土運(yùn)用于污泥處置具有一定的可行性和可操作性.

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