铁粉和热水解组合对污泥厌氧消化的影响

摘要
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，有必要寻求强化手段以提高厌氧消化效果。

投加铁粉或采用热水解前处理是促进厌氧消化甲烷增产的有效手段，本实验设置铁粉投加量和热水解温度两个变量，采用正交试验的方式组织污泥厌氧消化实验，以求最大化提高污泥厌氧消化性能。

并从甲烷产量、微生物群落变化及流变特性三个方面探究铁粉、热水解及组合方式对污泥厌氧消化的影响，所得的研究结果如下：
（1）高温和低温热水解处理均起到促进甲烷增产的效果，其累计甲烷产量分别增加了22.9%和4.0%，高温热水解效果好于低温热水解。

投加30 mg/g VS铁粉厌氧消化提高了甲烷产量，增产达18.2%，同时投加30 mg/g VS铁粉提高了最大产甲烷速率。

投加60 mg/g VS铁粉抑制了污泥厌氧消化。

高温热水解和30 mg/g VS铁粉组合方式促进了甲烷增产，在累计甲烷产量上略低于热水解厌氧消化，增产21.9%。

通过正交试验分析发现，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，污泥的流动性能增强，触变性均减小。

而投加铁粉厌氧消化后，污泥的表观黏度和屈服应力增大，厌氧消化后污泥的流动性降低，触变性均减小。

其组合方式厌氧消化后污泥表观黏度降低，流动性增强，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。

但不管是高温热水解、投加铁粉或是其组合方式厌氧消化，污泥厌氧消化后流变性增强效果、触变性的减小程度均差于对照组。

（3）热水解处理能提高厌氧消化后污泥的脱水性能，高温热水解的效果要好于低温热水解，高温和低温热水解分别使消化后污泥的脱水性能提高了26%和5%；而投加铁粉则降低了厌氧消化后污泥的脱水性能。

与对照组相比，热水解和铁粉组合厌氧消化能增强污泥的脱水性能。

其组合方式对污泥脱水性能的影响中，热水解处理发挥主要作用。

且发现污泥的触变性与脱水性间符合良好的线性关系，污泥触变指数越高，离心脱水泥饼的含固率越高，可采用触变指数来预测污泥的脱水能力。

（4）与对照组相比，高温热水解厌氧消化、30 mg/g VS铁粉和高温热水解组合厌氧消化的古菌丰富度高、多样性低，而投加30 mg/g VS铁粉厌氧消化后古菌的丰富度降低、多样性也降低。

高温热水解厌氧消化后的优势菌属为Methanosarcina、Methanoculleus和Methanomassiliicoccus，高温热水解厌氧消化明显改变了产甲烷古菌的营养方式，由乙酸营养型转变为乙酸、氢为底物的混合
营养方式；而投加30 mg/g VS铁粉厌氧消化，Methanoculleus、Methanomassiliicoccus和Methanobacterium的占比均得到不同程度的提高，增加了以氢为营养型的产甲烷菌的丰度；其组合方式厌氧消化后古菌的营养方式变为氢营养型和混合营养型两种方式，古菌营养型的变化是热水解和铁粉两者综合作用的结果。

（5）通过功能丰度的分析发现，总功能丰度由大到小分别是高温热水解厌氧消化>组合方式厌氧消化>投加30 mg/g VS铁粉厌氧消化>对照组，与累计甲烷产量的规律相同。

高温热水解、投加30 mg/g VS铁粉及其组合方式厌氧消化样品的菌群丰度中的碳水化合物、脂质、氨基酸的功能丰度均高于对照组，是造成甲烷增产的重要原因。

关键词：厌氧消化；热水解；铁粉；流变特性；微生物
Abstract
Traditional sludge anaerobic digestion has disadvantages of long digestion time, low methane production, and low removal rate of organic matter, so it is necessary to find ways to enhance the effect of anaerobic digestion. Adding iron powder and using thermal hydrolysis pretreatment are effective methods to promote anaerobic digestion of methane production. In this experiment, two variables, iron powder dosage and thermal hydrolysis temperature, were set up. Orthogonal experiments were used to organize sludge anaerobic digestion experiments to maximize the performance of sludge anaerobic digestion. The effects of iron powder, thermal hydrolysis and their combination on anaerobic digestion of sludge were investigated from three aspects: methane production, microbial community and rheological characteristics. The results are as follows:
(1) Both high-temperature and low-temperature thermal hydrolysis treatments have the effect of promoting methane production, increasing by 22.9% and 4.0%, respectively, but high-temperature thermal hydrolysis is better. Anaerobic digestion with adding 30 mg/g VS iron powder increased the methane production, an increase of 18.2%, and increased the maximum methane production rate, while adding 60 mg/g VS iron powder inhibited sludge anaerobic digestion. The combination of using high-temperature thermal hydrolysis and addition of 30 mg/g VS iron powder promoted cumulative methane production, increasing by 21.9%, which was slightly lower than anaerobic digestion with thermal hydrolysis. Through orthogonal experiment analysis, it was found that the optimal dosage of iron powder is 30 mg/g VS, optimal conditions for this experimental combination were the addition of 30 mg/g VS iron powder and thermal hydrolysis at 170 °C.
(2) After anaerobic digestion with high-temperature thermal hydrolysis, the apparent viscosity and yield stress of the digested sludge are reduced, the flow performance is enhanced, and the thixotropy is reduced. After anaerobic digestion with adding iron powder, the apparent viscosity and yield stress of digested sludge increased, and the fluidity and thixotropy decreased. After the combined method of anaerobic digestion, the apparent viscosity of the sludge is reduced, the fluidity is enhanced, the thixotropy is reduced, and the high-temperature thermal hydrolysis plays a leading role, which weakens the adverse effect of adding iron powder on the sludge flow. The degree of enhanced fluidity and reduced thixotropy of digested sludge with high temperature thermal hydrolysis, adding iron powder or combined of those were worse than the
control group.
(3) Thermal hydrolysis treatment can improve the dehydration performance of digested sludge. The effect of high-temperature thermal hydrolysis is better than low-temperature thermal hydrolysis, and high-temperature and low-temperature thermal hydrolysis increase the dehydration performance of digested sludge by 26% and 5% respectively. The addition of iron powder reduces the dehydration performance of sludge after anaerobic digestion. Compared with the control group, anaerobic digestion with combination of thermal hydrolysis and iron powder can enhance the dehydration performance of sludge. Among the effects of combined digestion on digested sludge dewatering performance, thermal hydrolysis plays a major role. It was found that the thixotropy and dehydration of sludge corresponded to a good linear relationship. The higher the thixotropic index of sludge, the higher the solid content of centrifugal cake. The thixotropic index can be used to predict the dewatering capacity of sludge.
(4) Compared with the control group, the archaea of combined anaerobic digestion have high abundance and low diversity, which is the same as the archaea of anaerobic digestion with high-temperature thermal hydrolysis. However, anaerobic digestion with adding 30 mg/g VS iron powder reduced the abundance and diversity of archaea. The dominant archaea after anaerobic digestion with high-temperature thermal hydrolysis were Methanosarcina, Methanoculleus and Methanomassiliicoccus, whose nutritional mode from acetic acid to a mixed nutritional mode of acetic acid and hydrogen. The anaerobic digestion with adding 30 mg/g VS iron powder increased the proportion of Methanoculleus, Methanomassiliicoccus and Methanobacterium, increasing the abundance of hydrogentrophic methanogens. After anaerobic digestion of the combined method, the nutritional method of archaea is two methods to hydrogen nutrition type and mixed nutrition type, which is the result of the combined action of thermal hydrolysis and iron powder.
(5) Analyzed functional abundance of archaea found that the total functional abundance from large to small was anaerobic digestion with high-temperature thermal hydrolysis > combined anaerobic digestion > anaerobic digestion with adding 30 mg/g VS iron powder > control group, those regularity are the same as cumulative methane production. The functional abundance of carbohydrates, lipids, and amino acids in samples of using high-temperature thermal hydrolysis, adding 30 mg/g iron powder and those combination were higher than the control group, which is an important reason for increasing methane production.
Key words: anaerobic digestion, thermal hydrolysis, iron powder, rheological properties, microorganisms
目录
北京建筑大学硕士学位论文原创性声明
北京建筑大学硕士学位论文使用授权书
摘要 (I)
ABSTRACT.............................................................................................. I II 第1章绪论 (1)
1.1课题研究背景及意义 (1)
1.2强化污泥厌氧消化的途径分析 (1)
1.2.1强化污泥厌氧消化水解发酵阶段 (1)
1.2.2强化污泥厌氧消化产氢产乙酸阶段 (2)
1.2.3强化污泥厌氧消化产甲烷阶段 (3)
1.3污泥流变特性的研究现状 (4)
1.3.1不同基质厌氧消化的流变特性分析 (5)
1.3.2流变学在监控污泥厌氧消化和脱水方面的进展 (5)
1.4课题的研究内容 (6)
1.4.1研究内容 (6)
1.4.2技术路线图 (7)
第2章材料和方法 (8)
2.1污泥样品 (8)
2.2热水解实验条件 (8)
2.3污泥流变特性的测定 (8)
2.4污泥脱水性能的测定 (9)
2.5运行指标的分析方法 (9)
2.6微生物分析 (9)
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)
3.2.1常规运行指标 (13)
3.2.2脱水性能 (16)
3.3甲烷日产量与累计甲烷总量 (18)
3.4正交试验影响因素分析 (21)
3.5本章小结 (22)
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)
4.1.3铁粉和高温热水解组合厌氧消化污泥黏度的变化 (28)
4.2厌氧消化污泥触变性的变化 (29)
4.2.1污泥触变性方法的确定 (29)
4.2.2热水解厌氧消化后污泥触变性的变化 (31)
4.2.3投加铁粉厌氧消化污泥触变性的变化 (31)
4.2.4铁粉和热水解组合厌氧消化污泥触变性的变化 (32)
4.3厌氧消化污泥流变特性与理化性质间的关系 (32)
4.3.1污泥触变性与脱水性能的关系 (32)
4.3.2SCOD与屈服应力、稠度系数的关系 (33)
4.4本章小结 (34)
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A LPHA多样性分析 (36)
5.1.2古菌的B ETA多样性分析 (37)
5.2古菌物种分类学分析 (37)
5.3样品菌群丰度差异分析 (41)
5.4样品功能丰度分析 (44)
5.5本章小结 (45)
第6章结论与建议 (47)
6.1结论 (47)
6.2建议 (48)
参考文献 (49)
致谢 (60)
硕士在读期间论文发表情况 (61)
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”。

1.2 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。

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]。

热水解工艺也是增强厌氧消化水解速率的方法之一，并且广泛应用于实际污泥厌氧消化工艺。

热水解是通过高温高压使底物中的大颗粒有机物水解为小颗粒物质[15]，也可以使细胞裂解，促进胞内物质流出[16]，达到底物更易降解利用的目的，从而有利于甲烷增产。

目前关于热水解厌氧消化的研究均表明该工艺明显提高了污泥厌氧消化的产沼气性能，且普遍发现高温热水解的效果好于低温热水解[17,18]，并有学者认为170 ℃是热水解的最佳温度，发现该温度下热水解使污泥厌氧消化产甲烷量提高了1.5倍[19]。

热水解作为污泥厌氧消化前处理工艺能有效提高污泥的产沼气性能，但并不是温度越高越好，过高的热水解温度处理污泥容易生成难降解有机物，不利于污泥的后续处理处置。

有研究表明，一旦温度超过200 ℃，在热加压预处理过程中，就会发生美拉德反应，在还原糖和氨基酸之间的反应中会产生类黑素，然而类黑素是一种难降解的高分子聚合物，它的存在会对其他有机物降解产生抑制[20]。

Abe[21]等发现污泥经过200 ℃预处理后进行厌氧消化得到的沼气产量较170 ℃处理后减少了33%，甚至低于未进行热水解处理组得到的沼气产量。

目前实际工程中采用的热水解温度为150-170 ℃，对于设备的要求较高，且不利于管理，若能采用较低温度的热水解工艺搭配其他处理方法来共同促进厌氧消化，以达到和高温热水解处理同样的效果，则可以解决上述问题。

有研究采用热水解（TH）工艺和添加过氧化氢组合，制成强化热水解（ATH）预处理方法，结果发现TH工艺和ATH工艺均能提高甲烷产量，ATH（115 ℃，1 bar，5 min）后的生化产甲烷潜势（BMP）测试值高于TH (170 ℃, 30 min, 8 bar)[22]。

同样，采用超声联合低温热水解作为预处理技术也能实现甲烷增产，有研究发现该方式能提高30.2%-55.4%的甲烷产量[23]，可见工艺间的组合能有效降低对实验装置的要求且能达到更好的处理效果。

1.2.2 强化污泥厌氧消化产氢产乙酸阶段
提高甲烷产量不仅可以通过提高水解阶段来进行，还可以通过提高酸化速率
的方式，为产甲烷菌提供更多的VFA底物，从而达到甲烷增产的效果[5]。

产生VFA有两种途径，第一种途径是通过产酸发酵细菌将简单的有机物转化为VFA，第二种途径是是通过同型产乙酸菌将二氧化碳和氢气转化为乙酸，无论哪种途径得到促进均能提高酸化速率[24]。

通过第一种方式提高酸化速率。

目前已有研究发现可采用添加半胱氨酸、多环芳烃、十二烷基苯磺酸钠(SDBS)、零价铁等物质来促进酶及产酸细菌的活性，达到提高酸化速率的目的[25-28]。

有研究表明，添加半胱氨酸能增强乙酸激酶、CoA 和L-葡萄糖脱氢酶的活性，促进难以利用的L-葡萄糖代谢为丙酮酸，进而转化为VFA，最终可提高乙酸产量[25]。

Luo等[26]提出可通过添加多环芳烃来提高产氢产乙酸菌的活性进而提高酸化速率。

蒋杭城等[27]发现向厌氧消化罐中投加零价铁，产氢产乙酸菌的丰度提高，促进丙酸转化为乙酸。

Jiang等[28]发现表面活性剂会影响污泥厌氧消化VFA的产量，适量的表面活性剂对VFA的生成有促进效果，而高浓度的表面活性剂则会抑制产酸菌的活性。

通过第二种方式提高酸化速率。

Mohanakrishna等[29]利用微生物电合成系统，在阴极将二氧化碳转化为乙酸。

Salomoni等[30]研究两相厌氧消化产甲烷时发现，向产酸相中注入产甲烷相产生的CO2，发现产酸相中VFA显著增加。

消化罐的运行条件及污泥的性质也会影响酸化速率。

有研究发现，在pH值为8.0时与丙酸相关的酶的活性最高；提高蛋白质的生物转化率有利于产生VFA[31]。

向连续流反应器中添加碳水化合物的研究中发现，在适当的范围内提高SRT和温度有利于VFA的生成，特别是丙酸的产生[32]。

污泥的性质会影响VFA 的生成，有研究表明初沉污泥比二沉污泥含有更多的易降解物质，以初沉污泥为底物厌氧消化会产生更多的VFA[33]。

1.2.3 强化污泥厌氧消化产甲烷阶段
前边介绍了增强水解、酸化速率的方式，但要实现甲烷增产，产甲烷阶段至关重要。

目前有研究发现可以通过投加添加剂，如矿物质营养素，生物炭，金属氧化物纳米颗粒，生物增强剂，酶等来刺激甲烷增产，并提高厌氧消化系统的稳定性[34-55]。

生物炭具有孔隙度高、表面积大、吸附能力强、导电性强等优点。

其多孔结构易于微生物在其孔道内部和表面附着形成生物膜，起到固定微生物的作用，有利于微生物的生长、提高微生物活性[34]。

同时，生物炭具有的强吸附能力，可以吸附厌氧消化产生的总氨氮（TAN），增加碱度[35]；也可以吸收CO2和二价阳离子，加快将CO2转化为碳酸盐/碳酸氢盐，提高pH值，有利于厌氧消化产甲烷菌的生长和甲烷的生成[36,37,38]。

制成生物炭的原料会影响生物炭的组分，玉米秸秆制成的生物炭中含有含量较高的钙、镁、铁元素，不仅具有上述提到的优点，还
[39]
种间电子转移，促进新陈代谢，提高甲烷的产生[40]。

镍（Ni）、钴（Co）和铁（Fe）是参与乙酰化途径的酶的重要辅因子[41]，也有报道称Fe和Ni是氢化酶的辅因子[42]，所以添加Ni、Co和Fe等能提高产甲烷菌产甲烷所需的酶的生成，从而提高甲烷产量。

在膨胀污泥颗粒床（EGSB）中加入颗粒活性炭负载纳米零价铁（GAC/nZVI）介质，发现沼气产量和甲烷含量均增加，细菌和古菌的丰富度均得到提高，总产甲烷菌含量增加[43]。

向厌氧消化罐中投加铁，可以调节氧化还原电位，加速水解和产酸反应速率来刺激VFA 的降解，从而产生更多的甲烷[44]。

同时，铁被氧化会产生H2，为氢营养型产甲烷菌提供电子受体[45]，刺激氢营养型产甲烷菌的生长，利用H2和CO2生成甲烷[46]。

目前关于投加铁的研究发现，投加不同形态、粒径的铁均会提高甲烷产量[47,48]。

Suanon等[47]研究了污泥中温厌氧消化（37±1 ℃）过程中纳米级零价铁和铁粉的应用对甲烷产量的影响，结果发现nZVI和铁粉（IP）的投加提高了甲烷产量。

Adbelsalam等[48]比较了氧化铁、纳米铁添加到厌氧消化反应器后的不同处理时间下的总固体浓度（TS），沼气产量及沼气占比的变化，实验结果发现与未添加氧化铁、纳米铁的反应器相比，添加氧化铁、纳米铁后反应器的TS明显降低，产沼气的峰值提前，沼气总产量提升1.2倍以上，总甲烷产量增加显著。

投加铁能促进微生物的生长，有研究发现向牛粪厌氧消化罐中添加零价铁显著提高了甲烷产量，并发现同型产乙酸菌的生长得到促进[49]。

目前，也有研究采用零价铁和微波预处理组合方式来强化污泥厌氧消化，发现零价铁促进了厌氧消化初期溶解性有机物的释放，提升了产甲烷速率[50]。

磁铁矿具有导电性，适当剂量的磁铁矿可以诱导功能微生物富集，高效将电子传递给产甲烷菌，促进CO2还原成甲烷（CH4）[51,52]，而增强直接种间电子传递（DIET）是增强有机物（如乙醇，乙酸，丙酸和丁酸）的降解和甲烷的产生的主要原因[53,54]。

铁是微生物生长必需的生长因子，但不能过量投加，否则会抑制微生物的生长[55]。

综上，目前研究发现热水解主要是通过增强水解阶段来提高甲烷产量，而投加零价铁可以促进酸化阶段和产甲烷阶段来使甲烷增产，所以可以考虑将热水解和添加零价铁相结合，从产甲烷的全阶段来促进甲烷增产，而目前关于这部分的研究很少。

1.3 污泥流变特性的研究现状
污泥是一种剪切稀化的非牛顿流体，污泥的稠度和结构特征会影响消化池的均质化和沼气收集，进而影响厌氧消化的效率[56]。

因此，研究污泥流变在厌氧消化中发挥的作用有助于提高沼气产量。

1.3.1 不同基质厌氧消化的流变特性分析
很多因素都会对污泥的流变造成影响，污泥类型就是其中之一。

厌氧消化的基质来源不同，污泥的屈服应力和黏度就不同，对厌氧消化池的混合流体动力学，传质和能量需求均有重要影响[57]。

初沉污泥既包含有机物又包含无机物，并且在悬浮液中夹有气泡，其流动行为和流变特性受到浓度，组成，温度，pH等物理化学特性的极大影响，初沉污泥在总固体浓度范围为3.0％至8.0％时，流变特性表现为剪切稀化流体[58]。

相比之下，Moeller等[59]发现，在1％至3％的总固体浓度范围内，未检测到初沉污泥的屈服应力。

活性污泥是一种复杂的非牛顿、粘弹性和剪切稀化流体[60]。

活性污泥的流变性受污水处理厂的运行条件的影响，例如污泥龄和有机负荷率，絮凝和曝气气体流速等[61]。

同样，不同污水处理工艺的活性污泥的流变性也不同，在相同TS条件下，SBR工艺活性污泥的稠度是A/O工艺的10.11倍[62]。

活性污泥的流变性受污泥含固量的影响，当活性污泥的含固量从20 g/L增加到120 g/L时污泥的流动行为指数降低，稠度系数增加，污泥的非牛顿流体特性会随着含固量的增加而增强[63]。

Cao等[64]发现，活性污泥TS与极限黏度间呈指数关系，且在固相浓度不变的情况下，流变参数均随温度的升高而减小。

初沉污泥和活性污泥的混合物形成所谓的混合污泥，混合污泥的流变特性与初沉污泥和增稠的活性污泥相似，其流变特性均受TS、温度的影响[65]。

初沉污泥和增稠的活性污泥间的混合比例是一个重要的工艺参数，它会影响流体动力学、产甲烷能力，消化动力学，VS去除率以及消化后污泥的脱水性能[57]。

混合污泥中活性污泥与初沉污泥的混合比对混合污泥流变的影响，随着活性污泥百分比的增加，屈服应力和黏度显著增加，而混合污泥中初沉污泥的占比越高，TS和VS 的去除率越高，有利于提高厌氧消化池的性能[66]。

目前，厌氧消化前常采用热水解处理污泥，以达到缩短厌氧消化时间，增加甲烷产量的目的。

热水解处理能提高污泥的可溶性有机物含量，从而改变了污泥的流变特性。

有学者研究了热水解（<100 ℃）对污泥流变特性的影响，结果表明热水解降低了污泥的表观黏度和屈服应力，同时削弱了污泥的触变性[67,68]。

有研究发现采用热水解和化学组合方法来处理污泥能减小污泥触变环的面积，降低污泥的触变性[69]。

Ruffino等[70]的研究表明，低温热水解的影响主要体现在低剪切速率范围内。

采用高温热水解（>100 ℃）处理污泥发现效果好于低温热水解，污泥黏度下降的幅度更大[71]。

热水解处理不仅能提高污泥的流动性，还有利于提高污泥的脱水性能。

曹秀芹等[72]发现污泥经过低温热水解后脱水性能提高。

1.3.2 流变学在监控污泥厌氧消化和脱水方面的进展。