不同預處理方法促進初沉/剩余污泥厭氧發酵產沼氣研究進展

賈舒婷，張 棟，趙建夫，于水利

（同濟大學污染控制與資源化研究國家重點實驗室，上海 200092）

現階段城市污水處理廠大多采用活性污泥法作為處理生活污水的主要方式，這種方式在凈化污水的同時，會伴隨產生大量的初沉及剩余污泥。污水處理過程中產生的剩余污泥量約占處理污水總體積的0.3%～1.0%[1]。據估算，目前我國城市污水處理廠每年排放的污泥量（干重）約為 130萬噸，且年增長率大于10 %[2]。剩余污泥的處理費用一般占城市污水處理廠總費用的 40%～60%[3]，其處理問題是我國污水處理廠目前普遍面臨的一個嚴重問題。城市污水處理廠產生的剩余污泥里含有大量微生物、懸浮物、膠體以及氮磷等物質，若得不到妥善的處理與處置，就會對環境產生二次污染。由于剩余污泥中含有大量的有機物質，利用初沉/剩余污泥厭氧發酵產沼氣，不但能回收利用其中的有機物質，還可有效解決污水處理廠產生大量剩余污泥的難題，實現剩余污泥穩定化、減量化、無害化、資源化的目標。目前，國內外眾多學者對于促進污水廠初沉/剩余污泥厭氧發酵產沼氣的預處理方式進行了較為深入的研究[4-6]，這些預處理方式主要分為三大類：物理、化學和生物預處理方式，包括熱預處理、超聲波預處理、微波預處理、機械預處理、臭氧預處理、堿預處理以及酶預處理等。本文作者對文獻中初沉/剩余污泥的預處理方法進行了總結與歸納，著重總結了各種預處理方法促進初沉/剩余污泥厭氧消化產沼氣機理效能方面的研究。

Bryant等（1979年）提出了厭氧消化的三階段理論[7]，該理論是目前較為公認的理論模式。

基本內容如下：第一階段為水解過程，在水解類菌的作用下，使碳水化合物、蛋白質與脂肪水解為單糖、氨基酸、脂肪酸、甘油及二氧化碳、氫等；第二階段為產酸過程，在產酸類菌的作用下，把第一階段的產物進一步分解為氫、二氧化碳和乙酸以及其它短鏈脂肪酸；第三階段為產甲烷過程，產甲烷菌將乙酸、氫氣、碳酸等轉化為甲烷、二氧化碳和新的細胞物質。其中溶解水解速率較慢，是整個厭氧消化過程的主要限速步驟。MeCarty和 Smith（1986年）進一步提出了產甲烷菌的串聯代謝途徑[8]。

為了促進初沉/剩余污泥中的大分子有機物質水解成小分子有機物質，同時提高初沉/剩余污泥厭氧消化產沼氣的效率，對污泥的預處理主要是通過破壞其微生物的細胞壁，從而溶出細胞內的有機物質，并且促進細胞外的大分子有機物質水解成易于被厭氧微生物利用的小分子有機物質，從而為后續厭氧消化提供底物。研究者們采用了各種物理、化學和生物的預處理方法，促進剩余污泥厭氧消化產沼氣。

1 物理預處理方法

1.1 微波預處理

微波能夠破壞微生物細胞壁，從而提高污泥水解效率。微波預處理對污泥中細胞壁的破壞作用主要分為以下兩方面：①微波可以引起分子振蕩，導致污泥溫度升高，從而引發熱效應；②非熱效應，微波產生的交變電場使細胞壁中大分子的氫鍵斷裂，從而破壞細胞壁結構，釋放出細胞內有機物質。

Saha等[9]用2450 MHz、1250 W的微波預處理初沉/剩余污泥，經過21天中溫消化后發現污泥產沼氣量增加90%。Sólyom等[10]用微波預處理污泥，1000 W功率下，吸收能為0.54 kJ/mL時，溶解性COD濃度最大，當吸收能為0.83 kJ/mL時，產沼氣量達到最大（115%），且發現改變微波功率對沼氣產量無影響。Sólyom等的實驗未發現微波的非熱效應。高瑞麗等[11]以210 W 的微波預處理初沉/剩余污泥5 min，發現累計產氣量增加2.17倍，最大產沼氣量為62.05%。Eskicioglu等[12]用微波預處理初沉/剩余污泥，發現溫度在50～96 ℃時，微波加熱和傳統加熱法對大分子物質的水解促進作用相同，也未發現微波對促進污泥水解的非熱效應；但在厭氧消化實驗中，Eskicioglu等發現微波的非熱效應能夠促進污泥中溫厭氧消化產沼氣量。Hong 等[13]實驗發現達到同樣的溫度，微波預處理對污泥中細胞的破壞比傳統的熱處理大。

國內在應用微波預處理初沉/剩余污泥、產沼氣方面的研究較少，存在相對較大的空白。通過國外研究者的試驗，可以發現對于微波預處理污泥是否存在非熱效應，不同研究者的試驗結論有較大差異[9，12]。與傳統的加熱方式相比，微波預處理升溫快、能耗少，且產生的有毒氣體較少[14-15]。微波預處理能高效的促進大分子有機物水解成小分子，進而促進初沉/剩余污泥厭氧發酵產甲烷的效能。但是影響微波預處理的因素較多，如微波功率、密度、處理時間、溫度等，其中任何一個因素的改變，都會導致實驗結果的差異。因此，用微波預處理初沉/剩余污泥是一個值得研究的有前景的領域。

1.2 超聲波預處理

超聲波的處理機制主要分兩方面：低頻時的空穴效應和高頻時產生 OH?、HO2? 、H?等自由基團所引起的化學效應。在污泥預處理中，低頻（20～40 kHz）超聲處理更有效[16]。超聲波低頻預處理是以機械振蕩的方式破碎污泥中的絮狀沉淀、菌膠團甚至細胞結構，從而釋放污泥中的有機物質，從而使其較易被厭氧微生物所利用。

Xu等[17]研究表明，超聲波預處理可以增加7%～8%的厭氧消化效率。韓育宏等[18]試驗結果表明，污泥經過超聲波預處理后能夠顯著提高污泥高溫厭氧消化的產沼氣量和有機物去除率，并且縮短厭氧消化時間。童文錦等[19]使用頻率為28 kHz、聲能密度為0.15 W/mL的超聲波間隔12 h 處理30%質量的污泥，每次處理時間 10 min，結果顯示，MLVSS 最大去除率比未經超聲波預處理提高約11%，污泥經過厭氧消化處理10天即可達到穩定狀態， 比未經超聲處理厭氧消化時間縮短12天。沈勁鋒等[20]實驗表明，用強度大于1040 W/m2的超聲波處理污泥 30 min以上，污泥中的溶解性有機物可迅速增加；用超聲波強度為2000 W /m2處理污泥60 min，中溫[(37±1)℃]厭氧消化 25天后，總產氣量比未經超聲波處理的污泥總產氣量提高53%；將厭氧消化容積放大 10倍，超聲波預處理過的污泥經 25天厭氧消化后，總累積產氣量比未經超聲波處理的污泥提高約 25%。Apul等[21]以頻率為 24 kHz、最大輸出功率為400 W的超聲波儀處理污泥15 min后，發現溶解性COD從50 mg/L增加到2500 mg/L。之后他們使用半連續反應器進行試驗，甲烷日產量明顯增加。使用超聲波處理污泥時，污泥溫度也隨之上升，當處理 15 min時，溫度上升到70 ℃，這時熱效應會對污泥產生一定影響。

超聲波預處理污泥的影響因素較多，包括超聲波頻率、強度以及處理時間，不同的頻率、強度和處理時間都會對有機物質的釋放，可生物降解性的增加產生不同程度的影響。通過上述實驗可以看出，超聲波預處理污泥可以顯著提高污泥的生物產氣量以及產氣速率。在超聲波預處理過程中，同時會引起污泥溫度的升高，也可導致熱效應。因此，對污泥進行超聲波預處理時，會產生超聲波和熱預處理的綜合效應。從沈勁鋒等的試驗研究可以發現，通過實驗室小裝置試驗和實際設備中試運行，在產沼氣量和產氣速率上會有較大差異，大設備中試運行明顯比小設備產氣少，分析原因可能是由于大反應器內攪拌不夠徹底，傳質、傳熱不夠充分。

1.3 熱預處理

許多研究者對熱預處理促進初沉/剩余污泥厭氧消化進行了深入研究，熱預處理的溫度范圍為60～270 ℃。常見的污泥預處理溫度范圍是 60～180 ℃，100 ℃以下的熱預處理被稱做低溫熱預處理。

高瑞麗等[11]以溫度 80 ℃、100 ℃、121 ℃處理初沉/剩余污泥，發現當污泥經過 121 ℃預處理30 min后，產氣量和甲烷質量分數分別達到45.80 mL/g和 53.46%，比未經預處理的污泥分別增加 2倍和1.5倍。從總產氣量、甲烷含量以及能源經濟效益綜合來考慮，熱預處理法的最佳條件為 121℃，處理時間30 min。Rio等[22]研究發現對可生物降解性低的污泥（33%），厭氧消化前進行熱預處理，能夠顯著增強污泥的可生化降解性。60 ℃預處理污泥時，其可生化降解性增加20%，170 ℃預處理污泥，可生化降解性增加 88%。Appels等[23]在 70～90 ℃條件下，時間15～60 min內對污泥進行熱預處理研究，發現水解程度隨溫度的升高、時間的延長而增加。在溫度90 ℃、時間60 min時可溶性COD增加至初始值的 25倍，總氣體產生量為對照組的11倍，但甲烷含量百分比幾乎與對照組相同。Ferrer等[24]發現，短時間（9～48 h）的低溫（70 ℃）預處理能有效地增強污泥厭氧消化產甲烷量。70 ℃低溫預處理后，揮發性有機固體從 1.5 g/L增加到11.9～13.9 g/L，溶解性有機物從原來的5%增加到50%。將預處理過的污泥置于55 ℃下經過10天厭氧消化后，總產氣量可增加60%，甲烷含量增加5%。Lu等[25]發現在厭氧消化階段，經過70 ℃熱預處理后的污泥，微生物活性優于未經預處理的污泥。實驗證明，污泥經過 70 ℃熱預處理后厭氧消化額外產出的甲烷量完全可以提供預處理所需能量，且有一定剩余。韓蕓等[26]在 165 ℃下預處理污泥 30 min，經高溫厭氧消化 10天的條件下, 產氣率為2.82 L/(L·d)。

熱預處理方式是一種較為傳統的處理方法，但其需要一定的特殊設備, 尤其是高溫熱預處理[27]。熱預處理通過破壞微生物的細胞壁, 將胞內有機物釋放, 使不溶性有機物轉化為溶解性有機物, 大大縮短水解過程，從而加速污泥的水解酸化產氣，提高初沉/剩余污泥厭氧發酵產沼氣效能。這也進一步縮短了污泥的固體停留時間，減小反應設備體積。由上述實驗可以得出，隨著熱預處理溫度的升高水解程度增加，初沉/剩余污泥中可溶性有機物質增多。然而，對于污泥產沼氣的效能來說并非預處理溫度越高越好，因為較高的預處理溫度意味著較高的能量投入，這會導致污泥處理成本增加。因此，最經濟、高效的促進初沉/剩余污泥產沼氣的熱預處理溫度，是未來一個值得研究的方向。另外，Lu等指出，污泥經過 70 ℃熱預處理后，其微生物活性會增強，這同樣有利于后續厭氧消化產沼氣過程。

1.4 機械預處理

機械預處理是利用處理過程中產生的剪切力，破壞污泥絮體及微生物細胞壁，釋放其中的有機物質。常用的機械預處理方法有離心溶胞法、高壓均質法、轉動磨球法等。

Dohanyos等[28]用離心溶胞法預處理初沉/剩余污泥，在35 ℃下厭氧消化25天后，發現產氣量增加了85%。國外一些污水處理廠實際運用離心溶胞預處理污泥，產氣量增加 15%以上[16]。Onyeche等[29]用高壓均質法預處理初沉/剩余污泥，厭氧消化后產氣量增加 30%。Baier等[30]用轉動磨球法預處理初沉/剩余污泥，在 37 ℃下厭氧消化 21天后，發現產氣量增加了10%。

機械預處理方式是純物理處理方式，不會產生臭氣，在污水處理廠現場就能完成。但是機械預處理方式無法殺滅污泥中的病原菌，此外，機械處理設備很容易堵塞和腐蝕，且機械維護費用相對較高。

2 化學預處理方法

2.1 堿預處理

相對于其它污泥預處理方法，堿預處理具有操作簡單、方便以及處理效果好等優點。堿預處理污泥可加快污泥胞外多聚物、細胞壁、細胞質中的脂類等大分子物質的水解，獲得較多的溶解性有機物質，從而提高厭氧消化產沼氣效能。

王怡等[31]研究表明，堿預處理能促進剩余污泥的水解，污泥的平均比降解速率較未經堿預處理的污泥可增加93.9%，溶解性COD的平均溶出速率可提高150.4%。高瑞麗等[11]實驗得出，經堿預處理的初沉/剩余污泥產氣量明顯比未處理的多，經 0.07 g/g堿預處理過的污泥產氣量較原污泥高1倍左右，為31.38 mL/g，而沼氣質量分數為44.16%。金春姬等[32]用堿渣（氨堿法生產純堿過程中產生的廢渣）預處理剩余污泥，結果表明：在堿渣添加量＜8.25 g /L時，對污泥厭氧消化水解反應的促進作用較大，溶出的有機物可生物降解性較好；堿渣添加量為3.30 g /L時，產沼氣量最大且厭氧消化反應速度最快，沼氣產量提高約 37.9%。Vlyssides等[33]用熱-堿聯合預處理方法處理剩余污泥，得出pH值為11、溫度90 ℃、預處理10 h后，溶解性COD可達70 g/L，沼氣產量為0.28 LCH4/gVSS。

運用堿預處理剩余污泥，其水解速率有所提高，但是提高率并不大。一般預處理時，常將堿預處理與熱預處理、超聲波預處理、微波預處理法等方法聯合使用。先經過熱、超聲波、微波預處理方法破壞污泥中菌膠團、微生物細胞的細胞壁，釋放大分子有機物，然后再經過堿預處理促進大分子有機物質水解，從而提高污泥產沼氣效能。在應用堿預處理污泥時，也要注意堿的投加量。一方面，過量堿的加入會影響 pH值，另一方面投加諸如NaOH、KOH等堿類時，引入的Na+、K+可能有對后續的污泥厭氧消化起抑制作用。

2.2 臭氧預處理

臭氧預處理初沉/剩余污泥，是利用臭氧的強氧化性，破壞污泥微生物的細胞壁，使細胞中的易降解地有機物質釋放出來，同時能夠將難降解的大分子物質分解成易降解的小分子物質，從而提高污泥水解速率和厭氧消化效能。

金瑞洪[34]用臭氧氧化預處理初沉/剩余污泥后，污泥的溶解性有機物含量略有增加。Bougrier等[35]用0.16 gO3/gTS臭氧預處理活性污泥，經過24天后發現污泥經過臭氧預處理后的產沼氣量比未經預處理的污泥增加1.25倍。Weemaes等[36]研究發現，污泥經過0.1 gO3/gCOD劑量臭氧預處理，污泥產沼氣量可以增加1.8倍，污泥經過臭氧預處理后的產沼氣率比未經預處理可提高2.2倍。

國內外關于臭氧預處理初沉/剩余污泥促進產沼氣效能的研究比較少，在這個研究領域存在著相對較大的空白。從上述試驗可以發現，臭氧預處理對于沼氣產量及產氣速率有一定的提高，但是提高量不大。可能是因為臭氧的添加量不易控制，過高的臭氧投量則會直接氧化污泥中的溶解性有機物質，將其轉變成 CO2和 H2O，造成有機物質的損失[37]，從而抑制污泥厭氧消化產沼氣。臭氧預處理可以殺滅污泥中的病原菌，滿足污泥無害化要求。但是Bougrier等[35]研究表明，厭氧預處理對促進大分子有機物溶解及產沼氣效能不如熱預處理和超聲波預處理。

3 生物預處理

使用生物法對初沉/剩余污泥進行預處理，一般是指向污泥中加入一定量的活性生物酶溶解細菌細胞壁，使不易水解的蛋白質、脂類、碳水化合物等較快速地水解成易于被微生物利用的小分子水溶性有機物質。這些促進水解的酶可以由分泌胞外酶的細菌群產生，也可以直接投加生物酶制劑。

高瑞麗等[11]實驗發現，加入0.06 mL/g堿性蛋白酶后，初沉/剩余污泥產氣速率顯著加快，第一天的產氣量就已達到總產氣量的80%；隨著堿性蛋白酶投入量的進一步增加，其產氣量也顯著增加，并且總氣體中甲烷含量也有一定的增加。楊永林[38]用嗜熱菌AT07-1（能夠分泌出胞外蛋白酶和淀粉酶等生物活性酶類）對污泥進行預處理后，發現嗜熱菌AT07-1促進了污泥中總懸浮固體的溶解，有利于污泥厭氧消化產沼氣。潘維等[39]用淀粉酶預處理剩余污泥后，發現預處理污泥 4 h后水解效果最佳，SCOD/TCOD從 6.36%增加到 30.928%，可溶性蛋白質是原污泥的8.65倍，而可溶性糖達到原污泥的51.65倍。

生物預處理初沉/剩余污泥對提高其產沼氣效果比其它預處理方式低[40], 而且在預處理過程會有大量刺激性氣體產生[41]。但利用生物活性酶處理污泥，能夠在較短的時間內集中產生沼氣，這不但能夠提高污泥產沼氣效率，更可為有效利用甲烷提供便利條件。生物活性酶處理法操作簡便、能量消耗較低，且對設備無腐蝕性，是提高污泥厭氧消化產沼氣的一種新方法。

4 結 語

初沉/剩余污泥經過熱預處理、超聲波預處理、微波預處理、機械預處理、臭氧預處理、堿預處理、酶預處理等，都能不同程度地增加污泥厭氧消化產沼氣效能。其中臭氧預處理、堿預處理和酶預處理在促進產沼氣量方面，較其它3種預處理方法效果差。原因在于，臭氧和堿的投加量不易控制，而添加生物活性酶制劑只能起到催化作用，可以加快沼氣產生速率。超聲波和微波預處理污泥，在處理過程中都會產生一定的熱效應，這導致了污泥的雙重預處理效果。對于微波預處理，國內研究較少，且其非熱效應對于厭氧消化產沼氣效能的影響尚不明確。相關研究還發現，低溫預處理方式對提高污泥厭氧消化產沼氣效能較好，因為低溫預處理在增加易于被厭氧微生物利用的小分子有機物的同時能夠增強污泥中微生物在后續厭氧消化產氣階段的活性。

今后研究者們可以進一步研究臭氧及堿的投加量對于促進初沉/剩余污泥中有機物質水解的效果和促進產沼氣量，以及微波的非熱效應提高剩余污泥產沼氣效能的影響。此外，聯合應用多種預處理方式促進初沉/剩余污泥厭氧發酵產沼氣，也是一個值得研究的方向。

[1]卓英蓮, 周興求.污泥接種量對剩余污泥水解酸化的影響研究[J].中國給水排水, 2009, 25（23）：34-37.

[2]李俊, 朱臻, 朱國政, 等.利用 MCMP微生物制劑減少剩余污泥產量的研究[J].環境工程學報, 2007,1（12）：92-95.

[3]Ma H, Zhang S, Lu X, et al.Excess sludge reduction using pilot-scale lysis-cryptic growth system integrated ultrasonic/alkaline disintegration and hydrolysis/acidogenesis pretreatment[J].Bioresour.Technol., 2012, 116：441-447.

[4]王凌, 付新梅, 雷艷, 等.預處理方法對剩余活性污泥水解影響的比較研究[J].四川環境, 2012, 31（1）：24-27.

[5]喬學兵.酸化預處理對剩余活性污泥厭氧消化及其脫水性能的影響研究[J].環境科學與管理, 2012, 37（2）：90-92.

[6]紀海濤, 張紅亞.剩余污泥厭氧水解酸化產 VFA的研究[J].工業用水與廢水, 2012, 43（1）：11-15.

[7]姜蘇.表面活性劑促進污水廠剩余污泥發酵生產短鏈脂肪酸的研究[D].上海：同濟大學, 2007.

[8]張記市.城市生活垃圾厭氧消化的關鍵生態因子強化研究[D].云南：昆明理工大學, 2007.

[9]Saha M, Eskicioglu C, Marin J.Microwave ultrasonic and chemo-mechanical pretreatments for enhancing methane potential of pulp mill wastewater treatment sludge [J].Bioresource Technology,2011, 102：7815-7826.

[10]Sólyom K, Mato B, Pérez-Elvira S I, et al.The influence of the energy absorbed from microwave pretreatment on biogas production from secondary wastewater sludge[J].Bioresource Technology, 2011,102：10849-10854.

[11]高瑞麗, 嚴群, 鄒華, 等.不同預處理方法對剩余污泥厭氧消化產沼氣過程的影響[J].食品與生物技術學報, 2009, 28（1）：107-112.

[12]Eskicioglu C, Terzian N, Kennedy K J, et al.Athermal microwave effects for enhancing digestibility of waste activated sludge[J].Water Rresearch, 2007, 41：2457-2466.

[13]Hong S M.Enhancement of pathogen destruction and anaerobic digestibility using microwaves[D].USA：University of Wisconsin–Madison, 2002.

[14]Tang B, Yu L, Huang S, et al.Energy eff i ciency of pre-treating excess sewage sludge with microwave irradiation[J].Bioresource Technology,2010, 101：5092-5097.

[15]Chang C, Tyagi V K, Lo S.Effects of microwave and alkali induced pretreatment on sludge solubilization and subsequent aerobic digestion [J].Bioresource Technology, 2011, 102：7633-7640.

[16]Carrère H, Dumas C, Battimelli A, et al.Pretreatment methods to improve sludge anaerobic degradability：A review[J].Journal of Hazardous Materials, 2010, 183：1-15.

[17]Xu H, He P, Yu G, et al.Effect of ultrasonic pretreatment on anaerobic digestion and its sludge dewaterability[J].Journal of Environmental Sciences, 2011, 23（9）：1472-1478.

[18]韓育宏, 季民, 李慶,等.超聲破解促進污泥高溫厭氧消化研究[J].中國給水排水, 2010, 26（3）：30-33.

[19]童文錦, 孫水裕, 劉寶健,等.超聲波促進城市生活污泥缺氧/好氧消化的研究[J].環境工程學報, 2012, 6（1）：68-72.

[20]沈勁鋒, 殷絢, 谷和平,等.超聲波處理剩余活性污泥促進厭氧消化[J].化工環保, 2006, 26（4）：306-309.

[21]Apul O G, Sanin F D.Ultrasonic pretreatment and subsequent anaerobic digestion under different operational conditions[J].Bioresource Technology, 2010, 101：8984-8992.

[22]Val del Rio A, Morales N, Isanta V, et al.Thermal pre-treatment of aerobic granular sludge：Impact on anaerobic biodegradability[J].Water Research, 2011, 45：6011 -6020.

[23]Appels L, Degrève J, Bruggen B,et al.Inf l uence of low temperature thermal pre-treatment on sludge solubilisation.Heavy metal release and anaerobic digestion[J].Bioresource Technology,2010, 101：5743-5748.

[24]Ferrer I, Ponsá S, Vázquez F, et al.Increasing biogas production by thermal （70℃）sludge pre-treatment prior to thermophilic anaerobic digestion[J].Biochemical Engineering Journal, 2008, 42：186-192.

[25]Lu J, Gavala H N, Skiadas I V, et al.Ahring.Improving anaerobic sewage sludge digestion by implementation of a hyper-thermophilic prehydrolysis step[J].Journal of Environmental Management, 2008,88：881-889.

[26]韓蕓, 李玉友, 任勇翔, 等.城市污水處理廠預熱處理混合污泥的高溫厭氧消化特性研究[J].環境科學學報, 2007，27（7）：1174-1180.

[27]肖本益, 閻鴻, 魏源送.污泥熱處理及其強化污泥厭氧消化的研究進展 [J].環境科學學報, 2009, 29（4）：673-682

[28]Dohanyos M, Zabranska J, Jenicek P.Enhancement of sludge anaerobic digestion by using of a special thickening centrifuge[J].Water Sci.Technol., 1997,36（11）：145-153.

[29]Onyeche T I.Economic benef i ts of low pressure sludge homogenization for wastewater treatment plants[C]//IWA specialist conferences.Moving forward wastewater biosolids sustainability,Moncton, New Brunswick, Canada, 2007.

[30]Baier U, Schmidheiny P.Enhanced anaerobic degradation of mechanically disintegrated sludge[J].Water Sci.Technol., 1997, 36（11）：137-143.

[31]王怡, 劉潘, 彭黨聰.超聲及堿處理促進剩余污泥水解的試驗研究[J].中國給水排水, 2010, 26（15）：28-31.

[32]金春姬, 趙振煥, 彭剛, 等.添加堿渣對污泥厭氧消化的影響研究[J].中國給水排水, 2008, 24（11）：30-33.

[33]Vlyssides A G, Karlis P K.Thermal-alkaline solubilization of waste activated sludgeas a pretreatment stage for anaerobic digestion[J].Bioresource Technology, 2004, 91：201–206.

[34]金瑞洪.臭氧對活性污泥特性影響研究[J].環境污染治理技術與設備, 2004,5（9）：48-50.

[35]Bougrier C, Albasi C, Delgenès J P, et al.Effect of ultrasonic, thermal and ozone pre-treatments on waste activated sludge solubilisation and anaerobic biodegradability[J].Chemical Engineering and Processing,2006, 45：711–718.

[36]Weemaes M, Grootaerd H, Simoens F, et al.Anaerobic digerobic digestion of ozonized biosolids[J].Water Research, 2000, 34（8）：2330–2336.

[37]張杰, 文湘華, 朱洪濤, 等.常溫下剩余污泥水解酸化強化方法研究進展[J].中國給水排水, 2009, 25（18）：10-15.

[38]楊永林.剩余污泥嗜熱酶溶解預處理的效果研究及其資源化[D].長沙：湖南大學, 2008.

[39]潘維, 莫創榮, 李小明, 等.外加淀粉酶預處理污泥厭氧發酵產氫研究[J].環境科學學報, 2011, 31（4）：785-790.

[40]宋秀蘭, 周美娜.污泥預處理技術的研究現狀與前景[J].水資源保護, 2011, 27（6）：70-74.

[41]朱冠楠, 宋周兵, 孔祥銳.溶胞預處理技術[J].環境科技，2011, 24（2）：102-107.