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1、城市污水生物处理新技术开发与应用水解-好氧生物处理工艺 （王凯军 贾立敏 编著）实用水处理技术丛书城市污水生物处理新技术开发与应用水解-好氧生物处理工艺王凯军 贾立敏 编著化学工业出版社环境科学与工程出版中心北 京2001年10月第一版2001年1月北京第1次印刷目 录第一节 水解（酸化）工艺与厌氧工艺4一、基本原理4二、水解-好氧工艺的开发5三、水解（酸化）工艺与厌氧发酵的区别6第三节 水解-好氧生物处理工艺特点81、水解池与厌氧UASB工艺启动方式不同82、水解池可取代初沉池93、较好的抗有机负荷冲击能力104、水解过程可改变污水中有机物形态及性质，有利于后续好氧处理105、在低温条件下仍
2、有较好的去除效果116、有利于好氧后处理117、可以同时达到对剩余污泥的稳定12第四节 水解-好氧生物处理工艺的机理12一、有机物形态对水解去除率的影响12二、有机物降解途径13三、水解池动态特性分析14四、难降解有机物的降解15第五节 水解工艺对后续好氧工艺的影响201、有机物含量显著减少212、B/C比值和溶解性有机物比例显著增加213、BOD5降解动力学224、污泥和COD去除平衡22第六节 水解工艺的污泥处理24一、传统污泥处理的目的和手段24二、污泥有机物的降解表25三、污泥脱水性能及处理25第七节 水解池的启动和运行27一、水解池的启动方式27二、配水系统30三、排泥32四、负荷变
3、化对水解池处理效果的影响33第八节 水解工艺的进一步开发和应用35一、芳香类化合物的去除35二、奈的去除35三、卤代烃的去除35四、难生物降解工业废水处理的实际应用35五、高悬浮物含量废水的水解处理工艺36六、水解工艺的适用范围及要求37第九节 水解-好氧工艺技术经济分析39一、厌氧处理应用的经济分析39二、水解-好氧系统设计参数40第十节 水解-好氧生物处理工艺设计指南42一、预处理设施42二、水解池的详细设计要求42三、反应器的配水系统43四、管道设计46五、出水收集设备46六、排泥设备47水解-好氧生物处理工艺根据传统活性污泥工艺基建投资高、运行费用高以及电耗高等问题，北京市环境保护科学
4、研究院（原北京市环境保护研究所）在20世纪80年代初开发了水解（酸化）-好氧生物处理工艺。经过十多年的开发，围绕水解好氧技术已经形成一套完整的工艺技术。相继开发了水解-好氧生物处理工艺、水解-氧化塘处理工艺和水解-土地处理工艺等处理城市污水经济可行的工艺技术，这些工艺被先后应用建成城市污水处理厂10余座，取得了较好的环境效益和经济效益。特别是北京市密云县城污水处理厂（4.5万m3/d规模）、河南安阳市豆腐营污水处理厂（规模1.0万m3/d）、新疆昌吉市污水处理厂（1.5万m3/d）和深圳宝胺安县石岩污水处理厂（2.0万m3/d）都相继采用了该处理工艺。另外，国内同行开发了处理印染废水的水解-好
5、氧-生物碳工艺，处理焦化废水的水解和AO工艺相结合的工艺，在啤酒废水和屠宰废水方面水解-好氧工艺相结合的工艺已是具有竞争力的一种标准工艺。水解（酸化）工艺还应用于工业废水处理中，如印染、纺织、轻工、酿酒、化工、焦化、造纸等行业的工业废水。水解-好氧工艺在推广过程中，全国各地有关部门及行业累计建设了上百座水解-好氧工艺的污水处理厂。因此，可以讲水解-好氧生物处理工艺是我国独立自主开发的污水处理工艺，为我国的水污染控制作出了积极的贡献。在以上的这一系列实践过程中，通过对各种不同工艺流程的推广应用，笔者认为有必要对生产性工程进行总结，以满足研究、设计和应用三方面要求。第一节 水解（酸化）工艺与厌氧工
6、艺一、基本原理污水生物处理工艺分好氧工艺和厌氧工艺，这两类工艺各有其优缺点。随着生物处理技术的发展，作为生物处理的主角仍是微生物。如何能使好氧生物处理工艺提高污泥浓度，减少氧的消耗如何使厌氧生物处理工艺缩短处理时间和提高处理负荷，是值得进一步研究的课题。各种类型有机污染物的厌氧（缺氧）、好氧降解反应过程汇总如下。好氧（微需氧）过程厌氧（缺氧）过程（1）CODH2O+CO2（2）CODCH4+CO2传统好氧工艺传统厌氧工艺（3）NH4+NO3-（4）NO3-N2硝化工艺反硝化或缺氧工艺（5）H2SS0（6）SO42-H2S微需氧或好氧工艺厌氧反应（7）R-ClCO2+Cl-（8）R3CClCH4
7、+CO2+Cl-好氧反应厌氧反应从化学反应式（1）-（8）来看，除反应式（1）、（2）为传统的好氧和厌氧工艺外，其他均为兼性菌的反应。人们过去对于好氧微生物和专性厌氧微生物研究十分充分，而对兼氧性微生物的研究不够。事实上，利用兼性细菌的工艺人们已开始有所涉及。如，对去除N、P的A2O或AO工艺（反应式（3）、（4），是利用了兼性菌在好氧条件下进行好氧代谢，而在厌氧条件下进行不同代谢反应的工艺。在含有硫酸盐的有机废水中，厌氧反应将有机物和硫酸盐分别转化为有机酸和硫化氢（反应式（6），产生的硫化氢被微需氧细菌直接氧化为硫元素。这可以用来去除硫化物并回收硫元素（反应式（5）。最新研究表明，一些在好氧
8、状态下难降解芳香族和卤代烃在厌氧条件下容易分解（反应式（7）、（8）。以上反应是一些新工艺的化学反应基础，其基本原理是新工艺开发的基础和生长点。例如，目前国际和国内上流行的AB工艺和序批式活性污泥（SBR）工艺。前者是在A段的高吸附段发生了水解和部分酸化反应，大分子物质降解为小分子物质，所以使得整个工艺的效率大为提高。对于后者而言，在SBR的反应过程同样经历了好氧-缺氧和厌氧的过程。成功地利用兼性微生物的典型工艺是由北京市环境保护研究院在20世纪80年代开发的水解-好氧生物处理工艺。水解池利用水解和产酸微生物，将污水中的固体、大分子和不易生物降解的有机物降解为易于生物降解的小分子有机物，使得污
9、水在后续的好氧单元以较少的能耗和较短的停留时间下得到处理。采用水解-活性污泥法与传统的活性污泥相比，其基建投资、能耗和运行费用可分别节省30%左右。由于水解池具有改善污水可生化性的特点，使得本工艺不仅适用于易于生物降解的城市污水等，同时更加适用于处理不易生物降解的某些工业废水，如纺织废水，印染废水，焦化废水，酿酒废水，化工废水，造纸废水等。二、水解-好氧工艺的开发水解-好氧工艺开发的目的是针对传统的活性污泥工艺具有投资大、能耗高和运转费用高等缺点，试图采用厌氧处理工艺替代传统的好氧活性污泥工艺。1983-1984年在北京进行了第一阶段实验，采用37L的UASB反应器，并配有三相分离器，停留时间
10、为8.0h。在这一阶段COD、BOD5和SS的去除率分别在50-70%、60-80%和70-90%。尽管停留时间很长（8.0h），但沼气产量很低，仅为0.02m3/（m3d）。从实验结果来看厌氧阶段的处理不足以使出水达到排放标准，不得不采用好氧后处理。另外，UASB反应器的反应时间太长，尽管其在运行费用和能耗等方面有一定的优势，但在基建投资方面不足以与传统活性污泥工艺相竞争。在北京进行的实验属于冬季水温（最低为9）较低的实验。在温暖气候条件下常温（10-20）厌氧处理生活污水的实验，存在两个问题。首先总的去除效果不理想，这是针对达标和总的停留时间而言。事实上，厌氧的停留时间在8-12h的去除效
11、果还是相当高的，但是，要考虑到其与传统好氧工艺应有竞争力。第二，停留时间在8-24h的厌氧系统的竞争能力将大为降低，COD的去除率仅30-60%。这样还需要相当客观的好氧后处理设备。为了解决上述问题，将UASB反应器的运行方式改变为部分厌氧，即主要在厌氧反应的水解和酸化阶段（这也是称为水解-好氧工艺的原因），从而在反应器中取消了三相分离器，使得反应器结构十分简单，便于放大。虽然水解反应器的停留时间仅有2.5h，但分别可取得高达45.7%、42.3%和93.0%的COD、BOD5和SS去除率。后处理的活性污泥法仅需采用2.5h停留时间。新工艺有两个最为显著的特点：其一，水解池取代了传统的初沉池，
12、水解池对有机物的去除率远远高于传统的初沉池，更为重要的是经过水解处理，污水中的有机物不但在数量上发生了很大变化，而且在理化性质上发生了更大变化，使污水更适宜后继的好氧处理，可以用较少的气量在较短的停留时间内完成净化；其二，这种工艺在处理污水的同时，完成了对污泥的处理，使污水、污泥处理一元化，可以从传统的工艺过程种取消消化池。作为一种替代的处理工艺，在总的停留时间和能耗等方面比传统的活性污泥要有很大的优势。三、水解（酸化）工艺与厌氧发酵的区别从原理上讲，水解（酸化）是厌氧消化过程的第一、二两个阶段。但水解（酸化）-好氧处理工艺中的水解（酸化）段和厌氧消化的目标不同，因此是两种不同的处理方法。水解
13、（酸化）-好氧处理系统中的水解（酸化）段的目的，对于城市污水是将原水中的非溶解态有机物截留并逐步转变为溶解态有机物；对于工业废水处理，主要是将其中难生物降解物质转变为易生物降解物质，提高废水的可生化性，以利于后续的好氧生物处理。水解工艺的开发过程是从低浓度城市污水开始的，与高浓度废水的厌氧消化中的水解、酸化过程是不同的。在连续厌氧过程中水解、酸化的目的是为混合厌氧消化过程中的甲烷化阶段提供基质。而两相厌氧消化中的产酸段（产酸相）是将混合厌氧消化中的产酸段和产甲烷段分开，以便形成各自的最佳环境。因此，尽管水解（酸化）-好氧处理工艺中的水解（酸化）段、两相法厌氧发酵工艺中的产酸相和混合厌氧消化工艺
14、中的产酸过程均产生有机酸，但是由于三者的处理目的的不同，各自的运行环境和条件有着明显的差异，主要表现在以下几个方面。（1）氧化还原电位（Eh）不同在混合厌氧消化系统中，由于完成水解、酸化的微生物和产甲烷微生物共处于同一个反应器中，整个反应器的氧化还原电位（Eh）的控制必须首先满足对Eh要求严格的甲烷菌，一般为300mV以下，因此，系统中的水解（酸化）微生物也是在这一电位值下工作的。而两相厌氧消化系统中，产酸相的氧化还原电位一般控制在-300-100mV之间。水解（酸化）-好氧处理工艺中的水解（酸化）段为一典型的兼性过程，只要Eh控制在0mV左右，该过程即可孙里进行。（2）pH值不同在厌氧消化系
15、统中，消化液的pH值控制在甲烷菌生长的最佳pH值范围，一般为6.8-7.2。在两相厌氧消化系统中，产酸相的pH值一般控制在6.0-6.5之间，在酸化反应器pH值降低时，丙酸的相对含量增大，而丙酸对后续的甲烷相中的产甲烷菌将产生强烈的抑制作用。对于水解（酸化）-好氧处理系统来说，由于浓度低不存在酸的抑制问题，因此，可以不控制pH值的范围，一般pH在6.5-7.5之间。（3）温度不同三种工艺对温度的控制也不同，通常厌氧消化系统以及两相厌氧消化系统的温度均严格控制，要么中温消化（30-35），要么高温消化（50-55）。而水解处理工艺对温度无特殊要求，通常在常温下运行，也可获得较为满意的水解（酸化效
16、果）。由于反应条件不同，三种工艺系统种优势菌群也不相同。在厌氧消化系统种，由于严格地控制在厌氧条件下，系统中的优势菌群为专性厌氧菌，因此完成水解（酸化）的微生物主要为厌氧微生物。水解（酸化）工艺控制在兼性条件下，系统中的优势菌群也是厌氧微生物，但以兼性微生物为主，完成水解（酸化）过程的微生物相应也主要为厌氧（兼性）菌。对于两相厌氧消化系统中的产酸相，微生物的优势菌群随控制的氧化还原电位不同而变化。当控制的电位较低时，完成水解、产酸的微生物主要为厌氧菌；当控制的电位较高时，则完成水解、产酸的微生物主要为兼性菌。需要说明的是，水解-好氧工艺中的水解（酸化）过程与好氧AO（HO）、A2O和AB等工艺
17、A段中发生的水解过程也是有较大区别的。这表现在以下两个方面：首先是菌中不同，如上所述在水解工艺中的优势菌群是厌氧微生物，以兼性微生物为主，而在好氧AO（HO）、A2O和AB等工艺A段中的优势菌是以好氧菌为主，仅仅部分兼性菌参加反应；其次，在反应器内的污泥浓度不同，水解工艺采用的是升流式反应器，其中污泥浓度可以达到15-25g/L，而好氧AO（HO）、A2O和AB等工艺中从二沉池回流的污泥浓度一般最高为5g/L，并且以好氧菌为主。以上的差别造成了水解工艺是完全水解，而好氧AO（HO）、A2O和AB等工艺中A段仅仅发生部分水解。微生物种群的差异使得三种工艺系统的最终产物也完全不同。在厌氧消化系统中
18、，水解（酸化）产生的有机酸被立即转化为甲烷和二氧化碳（沼气）。水解（酸化）工艺中的最终产物为低浓度有机酸，个别情况下还有极少量的甲烷。而两相厌氧消化中的产酸相的产物主要为高浓度有机酸（主要为乙酸）、少量甲烷和二氧化碳（见表2-1）表2-1水解（酸化）-好氧处理工艺中是水解（酸化）与厌氧消化的比较工艺项 目水解（酸化）-好氧中的水解（酸化）段两相厌氧消化中的产酸相厌氧消化Eh/Mv0-100-300100um、通过4h沉淀可以去除的组分。根据以上分类，水解反应器的运行效果反应前后的污水特性见图2-9。从图种实验数据可知，城市污水进水中可沉COD和超胶体COD占总COD的50%左右，经水解处理后基
19、本上去除了可沉性COD和超胶体COD的60%。由此可见，水解池对悬浮性物质的去除能力很强，所以水解工艺适合污水中含悬浮状COD比例较高的废水。经水解反应后，出水溶解性COD比例从30%提高到占出水的47%。在运转中经常有水解池出水溶解性COD、BOD值高于进水的情况，这说明反应中确有相当数量的不溶性有机物溶解于水中，这通过污泥产量的计量可以得到进一步证实，在10-20条件下去除悬浮物有48%发生水解。二、有机物降解途径以COD为例，图2-10给出了对可沉性、超胶体、胶体性和溶解性等不同物理状态的有机污染物迁移转化途径的图示。首先水解反应器中的大量微生物将进水中颗粒物质和胶体物质迅速截留和吸附，
20、这是一个物理过程的快速反应，一般只要几秒到几十秒即可完成，因此，反应是迅速的。截留下来的物质吸附在水解污泥的表面，漫漫地被分解代谢，其在系统内的污泥停留时间要大于水力停留时间。在大量水解细菌的作用下将大分子、难于生物降解物质转化为易于生物降解的小分子物质后，重新释放到液体中，在较高的水力负荷下随水流移出系统。由于水解和产酸菌世代期较短，往往以分和小时计，因此，这一降解过程也是迅速的。在这一过程中溶解性BOD、COD的去除率虽然表面上讲只有10%左右，但是由于颗粒有机物发生水解增加了系统中溶解性有机物的浓度，因此，溶解性BOD、COD去除率远远大于10%。但是由于酸化过程的控制不能严格划分，在污
21、泥中可能仍有少量甲烷菌的存在，可能产生少量的甲烷，但甲烷在水中的溶解度也相当可观，故以气体形成释放的甲烷量很少。可以看出，水解反应器集沉淀、吸附、网捕和生物絮凝等物理化学过程以及水解、酸化和甲烷化过程等生物降解功能于一体。这些过程在水解反应器中得到了强化，这与功能单一的初沉池有本质的区别。三、水解池动态特性分析1、上升流速与系统内污泥浓度的关系研究上升流速和污泥层高度（实际上是污泥浓度）之间的变化规律，可以忽略由于污泥积累造成的污泥区高度的变化。不断调整进水量，改变上升流速vi，在一个特定的上升流速下，测定稳定后相对应的污泥层高度（一般为改变负荷1h以后），并通过整个系统内污泥总量，换算出相对
22、应的污泥层高度内平均浓度X，则可以得出图2-11所示结果。图2-11中v0为无量纲化上升流速，v0=vi/vmax，vmax为密云县城市污水处理厂设计最大上升流速，m/h；X为平均污泥浓度，g/L。从图2-11可见，在稳定状态下一个上升流速对应于一个平均污泥浓度X。这种对应关系是由于在水解池内污泥在垂直方向的运动是污泥颗粒的平均浓度vr和水流的上升流速vi在稳定状态达到平衡时形成，即vr=vi。而污泥的沉淀速度与污泥浓度可用Dick理论公式描述：vr=X-n=9.53X-0.75因此，通过图2-11中数据可以得到应用于城市污水水解池中的关系式：v0=vi/vmax=X-n=5.29X-0.75
23、应用上述关系，在实际运行的密云县城市污水处理厂的平均流量、最大流量和最小流量下所对应的污泥浓度分别约为40g/L，20g/L和60g/L。从以上数据可以看出，在最大流量条件下，污泥层由于膨胀而造成污泥浓度降低，同时引起污泥成层的沉淀速度提高，自动保持反应器内污泥浓度（约20g/L）；而随着流量的减少，在最小流量时污泥浓度增加，沉速降低也达到动态平衡，这时污泥浓度为60g/L。这一特征可以在运转管理中得到运用，来制定不同的排泥措施，以减少污泥处理的投资和运转费用。2、稳定性分析水解反应器属上流式污泥床反应器范畴，具有两个基本功能：即生物反应和沉淀功能。图2-12给出了这两者在水解反应器中的相互约
24、速关系。在水解酸化反应中所需微生物的浓度与水力停留时间呈反向变化（反应曲线）。从理论上讲，在给定的污泥龄下（c一定），状态的稳定点一定在反应曲线之上。只要微生物量足够多，则反应不受停留时间的控制，这在工程上是十分有利的。考虑到系统运行的经济性，停留时间越短越好，这要求运行点A、B、C沿反应曲线向左上移动。随着停留时间的限制，即受污水上升流速的制约。沉降曲线给出了这种限制关系，其将平面分为两部分，右半平面为稳定状态，左平面是不稳定状态。有两种情况会造成污泥界面上升；第一种情况，长期不排泥，这时污泥面将不断上升，这是由于污泥量增加使得污泥浓度增加，这时可通过排泥重新回到稳定状态；第二种情况，当水力
25、停留时间缩短，水的上升流速增大造成污泥界面上升，这可通过排泥来降低系统中的污泥量，使污泥浓度与停留时间达到一个新的稳定状态。图2-12所示是设计与运行管理中的一个重要关系，其反映了生物反应与沉淀作用这对矛盾的统一关系。由此可以得出结论，对于低浓度城市污水厌氧处理过程，水力停留时间和水力负荷是较有机负荷更为本质和更有效的运行、设计参数。四、难降解有机物的降解水解反应器对有机物的降解在一定程度上只是一个预处理过程，水解反应过程中没有彻底完成有机物的降解任务，而是改变有机物的形态。具体讲是将大分子物质降解为小分子物质，将难生化降解物质降解为易生化降解的物质。这样使得以COD形式存在而BOD5不易检出
26、的有机物，在水解反应过程中分解形成一些可以被BOD5测出的有机物，从而使B/C比例有所增加。使用色谱-质谱联机（GC/MS）对污水处理过程中污水含有的各种有机污染物进行鉴定，是国内外近年来在环境工作中的新进展。色谱仪能有效地分离污水中有机混合物，而质谱仪又能对单一组分进行定性鉴定。采用液-液萃取、毛细管气相色谱法及气相色谱/质谱联机法，对有机污染物在水解池、曝气池中的降解过程进行了分析、研究，以期对有机污染物在新的工艺过程中的降解转化过程的特殊性进行了解。水样采取24h的混合样，水质的常规指标数据见表2-8。表2-8 水质参数表项目进水浓度/（mg/L）水解出水浓度/（mg/L）曝气池出水浓度
27、/（mg/L）COD541.0263.992.4BOD215.1111.56.48SS43222.719.7对水解反应前后及最终出水有机物组分采用色谱-质谱分析结果见图2-13。峰面积数据由气相色谱积分仪给出（面积由1000以上开始积分），有机物鉴定采用色谱-质谱联机法，由表2-9给出。需要说明的是，表2-9中只给出了主要的化合物，对于峰面积较小的化合物表2-9中没有给出。表2-9 采用色谱-质谱联机法鉴定不同处理阶段有机物的定性分析结果序号化合物名称分子式进水水解出水二沉出水1含氧二氯甲基甲烷21,2,3-三氯丙烷C3H5Cl33溴化二氯丙烷C3H5Cl2Br42-溴-1-氯丙烷C3H6Cl
28、Br51,3-二氯丙烷C3H4Cl262,3-二氯丙烷C3H4Cl271,2-双（2-氯乙氧基）乙烷C6H12O2Cl281,3-二氯-2-丙醇C3H6Cl2O92,3-二氯-1-丙醇C3H6OCl210氯乙酸C2H3OCl211氯化甲醚CH5OCl122,3-乙氯-2-甲基-丙醛C4H6COCl2132,3-氯双（1-氯）-丙烷C6H12O2Cl2141-溴-2-氟环戊烷C5H7BrF154-氯苯酚C6H5Cl16氯代苯酚17氯萘C10H7Cl182,6-二（1,1-二甲基乙基）苯酚C15H24O194,4-（1,1-甲基亚乙基）双酚C15H10O20苯乙腈C8H7N21萘C10H822乙酸
29、苯乙酯C10H12O223丙酸苯乙酯C11H14O224未知峰253-甲基丁酸苯乙酯C13H15O2263-甲基-2,6-二羧基-4-乙烯酸C7H8O4序号化合物名称分子式进水水解出水二沉出水27丙酸C3H6O228甘氨酸C2H5O2N29甲基戊酸C6H12O230己酸C6H12O231庚酸C7H14O232辛酸C8H16O233壬酸C9H18O2343-甲-2,6-二氯-4-己酸363-羟基十六酸甲酯C17H34O337羟基乙酸甲酯C3H6O338十六酸甲酯C17H40O239环戊基十一酸甲酯C17H32O24014-戊基酸甲酯C16H23O241氯乙酸丁酯C6H11O2Cl42磷酸三丁酯C
30、12H27O4P43未知峰442-甲基-2-甲氯基丙C6H14O45未知峰C9H13O462-甲基-环戊硫醇C9H12S47九碳醇C9H20O48未知峰49十八稀醇C18H36O50十二基环乙醇C13H35O51N-甲基戊炔醇C6H10O52未知峰53未知峰54三十二醇C32H64O552-（9-十八基氯）乙醇C20H40O256甲基十二醇C13H28O57十八碳烯醛C18H34O58甲-2-南乙醛C9HO2O2592-乙基-4-戊醛C10H8602-L-比南半乳C7H14O361D-吡喃果糖三苷C13H20O662（2-乙基己基）噻吩C12H20S图2-13是不同反应阶段碱性/中性化合物色谱
31、变化图和酸性化合物色谱变化图，图2-14是根据色谱图计算不同保留时间间隔内山峰峰数与峰面积反应前后的对比图。可以分析有以下几个现象。（1） 不论是酸性组分或碱性组分/中性组分色谱图，经水解反应后出峰时间都大幅度提前，尤其以酸性组分更为明显，说明经过反应后小分子化合物增加。（2） 酸性组分化合物个数明显增加，由45个增至60个，同时，酸性组分总峰面积有所增加。（3） 碱性/中性化合物数由35个减至18个，而碱性/中性组分峰面积有所减少，以上事实说明碱性/中性化合物经酸化反应后结构发生了很大变化。（4） 化合物峰面积与峰数分布反应前后发生变化，原污水是随着保留时间的增大而增加，这说明大分子化合物比
32、例占绝大多数，在保留时间大于20min时，酸性组分出峰个数占出峰总数51%，峰面积也占同样的比例；经水解酸性反应后保留时间大于20min，酸性组分峰数占总峰数的比例降为25%，峰面积比例仅为4.6%；而保留时间小于10min时，峰面积的碱性/中性组分占92.5%，酸性组分占83.9%，说明小分子化合物占化合物比例的绝大部分。详细的数据比例见图2-14。（5） 碱性/中性化合物峰面积有所减少，而酸性组分总峰面积有所增加，说明碱性/中性化合物转变为酸性化合物。通过上述现象分析，结合质谱化合物检索可以得出如下结论。（1） 经水解反应池后，酸性化合物数量和种类大幅度增加，说明水解反应池对有机物不仅仅起到物理截留作用，而是以生物作用为主的水解-酸化反应过程，同时也说明酸化过程的工程控制措施是恰当的。（2） 经水解-酸化反应后，有机物的种类并没有减少，相反增加了许多小分子的化合物，这些化合物是水解、酸化反应的中间产物，这与一般生物处理构筑物降解规律是有区别的。从溶解性有机物的数量（以峰面积表示）上，经过水解反应后总量有所增加，这说明部分不溶性有机物经过水解-酸化反应后确
