厌氧技术机理的理论分析
1.1 厌氧处理工艺的研究进展
人类对厌氧生物处理法的研究首先是从处理人类粪便开始的，人类早就有利用粪便作为农家肥料施于农田中的经验。随着工业的发展，人口不断向城镇集中，粪便数量不断增多，流入河流引起了水体的污染问题，再加上工业废水的排入，有毒有害物不断增加，使处理更难进行，西方在18世纪50年代已引起了重视。当时曾企图用化学法去除有害物质，但未取得令人满意的结果。于是，人们开始探索采用生物处理方法解决污染问题。以下将简要的回顾一下国内外废水厌氧生物处理工艺的发展历史。
废水厌氧生物处理技术发展至今，已有120多年了。早在1860年法国人Louis Mouras把简易沉淀池改进作为污水污泥处理构筑物使用。1881年法国Cosmos杂志上登载了介绍Mouras创造的处理污水污泥的自动净化器(Automatic Scasenger)。美国学者McCarty建议把1881年作为人工厌氧处理废水的开始，称Mouras是第一个应用厌氧消化处理的创始人。
1890年，Scott—Moncrieff第一个初步的厌氧滤池(Aanaerobic Filter)建造了一个底部空，上边铺一层石子的消化池。石子的作用是拦截废液中的固体，这种装置长期未受重视，没有发展，直到现在处理工业废水时，才又被人们所认识。
1894年A.N.Talbt设计了一个与Mouras自动净化器相似的罐，主要是中间多了一些垂直挡板，阻挡流过的废水。
1895年Donald设计了世界上第一个厌氧化粪池(SepticTank)。厌氧化粪池的创建，是厌氧处理工艺发展史上的一个重要里程碑。从此，厕所等家庭用生活污水可通过化粪池得到较好的处理，减轻了粪便对河流的污染。Cameron并重视对沼气的利用，两年后沼气被利用于加热和照明。
1899年Harry W.Clark设计了一个分离的消化器(Separate Digestor)，先把污水沉淀后再厌氧发酵。
1903年Travis发明了Travis池，废水从一端流入，从另一端流出，两侧沉淀区分离出的污泥，在池中间的中下部分消化，产生的沼气从中间上部分排出，不会影响两侧的沉淀区。
1906年德国人Imhoff对Travis池作了改进，设计了Imhoff池，又称隐化池，我国也称双层沉淀池，这种池型构造把污水的沉淀与污泥的消化完全分开，彼此不发生干扰。这种装置在本世纪20年代被广泛应用与欧美各国。化粪池和双层沉淀池至今在排水工程中仍占有重要地位。
1912年在英国伯明翰市建成一个用土堤围起来的露天敞开式的厌氧消化池，由于不加热，消化时间长约100天左右。由于池子不加盖，污泥消化效果不好，并向周围环境散发恶臭。德国人Kremer提出了加盖的密闭式消化池。这种池形一般称为传统消化池(conventional digestor)，又称普通消化池，而且也是最早采用的二级消化池。
1920年英国的Watson将Kremer的二级消化池加以改进，采用沼气作为动力用泵对消化他的污泥进行机械搅拌，应用于科尔—霍尔污水处理厂。
1925年德国的Ruhrverbandn在埃森市，1926年美园多尔—奥利佛公司在威斯康辛州安替哥市，都建成了安装有加热设备和集气装置的密封式消化池，其处理效果很快超过了Imhoff池。
为了提高传统消化池的产气率和缩小装置的体积，人们不断对传统消化池作了改进，其措施有两种：一是加热，二是增设搅拌设备，使有机物与微生物良好接触。经加热和安装搅拌设备后，传统厌氧消化池就演变成了效能较高的高速消化池(High Rate Digestor)。
1950年南非人Stander已发现了在厌氧反应器中保持大量细菌的重要性，开发了一种处理酒厂和药厂废液的装置称为厌氧澄清器(Anaerobic claridigestor)。这种装置把厌氧消化和沉淀合建在一起。废水从池底流进以后通过污泥区与里面的细菌接触。污泥中产生甲烷和CO2气体上升时起搅拌作用，气体从一例管道被分离出，液体则向上流经中间小洞进入沉淀区，沉淀下来的污泥通过小洞返回消化部分，使消化区保持较多微生物。由于液体要通过小洞上流，沉淀的污泥要通过小洞下掉，这就可能会产生堵塞问题。
1956年Schroeferr等人开发成功了厌氧接触法(Anaerohic Contact Process)。标志着现代废水厌氧生物工艺的诞生。此法与活性污泥法相似，由于采用回流可以在消化池中保持足够数量的厌氧菌，使反应器的容积负荷率提高，从而提高了反应器的处理效能。
20世纪70年代以来，随着能源问题的突出，各国迫切需要开发高效节能的废水处理新工艺，进行了大量研究和开发工作，大大推动了厌氧处理技术的迅速发展，各种新的厌氧处理工艺层出不穷。
1967年J.C Young和P L.McCarty开发成了厌氧滤池(Anaerobic Filter)。开始出现的厌氧滤池采用块石作为填料，为厌氧微生物的附着提供支撑，可保留足够的厌氧微生物，使厌氧滤池具有较高的处理效能，引起了人们的关注。这种装置的特点是：只限于用在处理可溶性工业废水，处理悬浮固体多的废水时可能要引起堵塞。另一缺点是空间大部分被块石所占据，有效容积较小，从而需要较大的池子体积。不过，近年来填料材质有了很大改进。如采用轻质高强比表面大的填充物(如塑料填料)替代块石后，使厌氧滤池获得广泛应用。
1974年Wageningen农业大学的Lettinga等人成功开发了升流式厌氧污泥层(Upflow Anaerobic Sludge Blanket)反应器，简称UASB反应器。该反应器具有高的处理效能，获得广泛应用，对废水厌氧生物处理具有划时代意义。
1978年W.J.Jewell等人和1979年R.P.Bowker分别开发出了厌氧膨胀床(Anaerobic Expanded Bed)和厌氧流化床(Anaerobic Fiudized Bed)，反应器内均充填着细颗粒载体，如细砂子。为了使充填物膨胀或流化，均需要使一部分出水回流。这当然会增加一部分动力消耗，但是由于载体的颗粒很细，具有巨大的表面积，为微生物的附着提供了良好的条件，使反应器具有很高的生物量，所以反应器的处理能力很大，受到了各国学者很大关注。
1980年S.J.Tait等人开发成了厌氧生物转盘(Anaerobic Rotating Biological Reactor)新工艺。这是在好氧生物转盘基础上开发的。
1982午McCarty等人认为厌氧生物转盘的转动与否对处理效果影响不大，于是开发成了厌氧折流板反应器(Anaerobic Baffled Reactor)。
20世纪80年代里，在这些废水处理新工艺的基础上，又不断派生出一批新的高效厌氧处理工艺，如1982年把UASB反应器与厌氧滤池结合开发出了UBF(Upflow Anaerobic Bed—Filter)反应器，又称厌氧复合反应器。1982年在UASB反应器的基础上开发出了以处理含高固体的废水反应器USR(Upflow Solid Reator)，并在UASB可形成颗粒污泥的基础上1981年开发成功了EGSB(Expanded Granular Sludge Bed)反应器和1985年开发出内循环厌氧反应器，即IC(Internal Circulation)反应器等。
1.2屠宰废水处理厌氧工艺比较
(1)、消化罐工艺：
采用消化罐等进行全糟发酵，废水在厌氧段的停留时间通常为7~10天，该技术具有以下优点：消化罐的各项技术成熟，企业的投资风险性小；可进行全糟发酵，降低了预处理的要求；废水中的主要污染物(COD)去除率可做到60~70%以上。
但消化罐也有以下缺点；因消化罐停留时间长(7~10天)，导致工程占地面积大、投资高；消化液中残余污染物仍很高，COD还在10000mg/L左右，增加了后续好氧处理的投资和处理难度；沼气产率低，造成可回收能源的浪费；排出的消化液SS含量高，很难继续分离出来再到后段处理；消化罐内沉积泥砂多，若定期清理可能会耽误企业正常生产；系统不稳定，若控制不当就会发生酸化等现象降低去除效果；采用机械搅拌或回流，动力投资、运行费用、维修费用都高。
(2)、UASB、EGSB等工艺
UASB、EGSB等第二代厌氧反应器曾被认为高效的厌氧反应器，具有如下的优点：COD去除率高；出水的SS不高，易分离；沼气的产率高。占地比第一代厌氧反
应器少。
但UASB、EGSB等也具有如下缺点：容积负荷比较低，而且容易发生酸败；进水系统易堵塞，清理极为麻烦；反应器内常有结晶和泥沙沉积等情况发生，减少了反应器的池容，直至无法运行；运行稳定性差，一旦发生酸败，很难恢复。
(3)、MIC内循环厌氧技术
内循环厌氧技术具有以下优点：反应器容积负荷高，可在12~15kgCOD/(m3·d)左右正常稳定运行；COD总去除率在85%以上，主要污染物在厌氧段去除更彻底，减轻了好氧的压力；沼气产率高；出水稳定，耐负荷冲击强；内循环系统大大减少动力设备消耗及降低运行、维修费用；可以较方便地解决结晶和泥砂沉积的问题。
内循环厌氧反应器技术也有以下缺点：为正确操作、高效稳定运行，需对技术人员进行培训，更需要设计人员对此技术有很深刻的理解、丰富的工程经验(操作运行、培养颗粒污泥)、扎实的理论基础。
1.3 内循环厌氧反应器(IC)研究动态
当前，国内外对IC反应器的研究越来越多，研究的范围也很广泛。从小试、中试设备的研究到生产规模的研究，从反应器内沼气产生的自动内循环到附加外气量的强制性内循环，从IC反应器颗粒污泥的培养到快速启动，从小试设备的制作到生产规模的设计、安装，从处理土豆加工废水、啤酒废水到制浆造纸、猪粪、化工等废水处理领域。
1.3.1 小试设备的研究
采用不锈钢制作柱形IC反应器，尺寸为长32cm、宽32cm、高120 cm，有效容积120L，其内设有两层三相分离器。集气室由塑料制成，为圆柱形结构，φ22 .5 cm，高225cm。采用IC反应器处理猪场屠宰废水，水力停留时间可缩短为0. 8～2d，COD 负荷平均值达3～7kg/(m3·d)，产气率可达10 m3/(m3·d)。IC反应器处理能力比其它猪场废水处理工艺有极大提高。在厌氧条件下，部分有机氮转化为氨态，使出水NH3-N 浓度比进水高2.82%。随着悬浮物的沉降作用，IC对总氮(TN)、总磷(TP)的去除率分别为21 .7%，53. 8%错误！未找到引用源。。
1.4 厌氧技术的基本原理及污染物的厌氧降解过程
厌氧消化是一个复杂的生物学过程，在自然界内厌氧发酵过程也广泛存在着。在厌氧条件下，在有水的地方，有机物很容易发生厌氧消化，厌氧消化的代表性产物为甲烷和硫化氢。厌氧微生物，即为能在无氧条件下分解有机物的微生物。它们在地球上的分布是十分广泛的。其中包括人和动物的肠胃、植物的木质组织、海底、湖底、塘底和江湾的沉积物，以及各种污泥、沼泽、粪坑和稻田土壤中，都有不同数量的厌氧微生物存在。
人们所开发的厌氧消化处理工艺，则是用人工的办法在一种反应器内创造厌氧微生物所需要的营养条件和环境条件，使设备内积累高浓度的厌氧微生物，以加速厌氧发酵过程，使人工厌氧发酵的速度大大超过自然界中自发的厌氧发酵。
在废水的厌氧处理过程中，废水中的有机物经微生物的共同作用，被最终转化为甲烷、二氧化碳、水、硫化氢和氨。在此过程中，不同微生物的代谢过程相互影响、相互制约，形成复杂的生态系统。一般有机废水中的污染物为高分子有机物，这些有机物在废水中以溶解性、悬浮物或胶体的形式存在。
高分子有机污染物的厌氧降解的过程可划分为四个阶段，污染物厌氧降解过程示意图见图2—1。
图2—1 污染物厌氧降解过程示意图
1.4.1 水解阶段
水解定义为复杂的非溶解性的聚合糖被转化为简单的溶解性单糖或二聚糖的过程。高分子有机物因相对分子质量较大，不能透过细胞膜，因此不可能被细菌直接利用，所以水解过程通常较缓慢，被认为是含高分子有机物或悬浮物废液厌氧降解的限速阶段。多种因素可能影响水解的速度与水解的程度，一般包括：水解温度；有机质在反应器内的停留时间；有机质的组成，例如木素、碳水化合物、蛋白质与脂肪的质量分数；有机质颗粒的大小；pH值；氨的浓度：水解产物的浓度(例如挥发性脂肪酸)。
1.4.2 发酵(或酸化)阶段
发酵定义为有机化合物既是电子受体也是电子供体的生物降解过程(自身氧化还原反应)，在此过程中，溶解性有机物被转化为以挥发性脂肪酸为主的产物。因此这一过程也称之为酸化。在这一阶段，上述小分子的化合物在发酵细菌(即酸化菌)的细胞内转化为更简单的化合物并分泌到细胞外。这一阶段的主要产物有挥发性脂肪酸(VFA)、醇类、乳酸、二氧化碳、氢气、氨、硫化氢等。与此同时，酸化菌也利用部分物质合成新的细胞物质。
在此阶段中，脂肪酸发酵会产生氢气，因此这一反应的顺利进行，必须依赖于消耗氢的产甲烷过程以便使氢浓度维持在较低水平。此外，脂肪酸的降解能使pH下降，因此在反应系统中应当有足够的缓冲能力。
在厌氧降解过程中，酸化细菌对酸的耐受力必须加以考虑。酸化过程在pH 下降到4时仍可以进行，例如在青饲料的熟化中人们即利用了这一特性。但是产甲烷过程的最佳pH值在6.5～7.5间，因此pH值的下降将会减少甲烷生成和氢的消耗，并进一步引起酸化产物组成的改变。一些产物例如丙酸会大量生成。产乙酸菌没有足够的能力克服这种改变，甲烷菌活力的下降又进一步加剧了酸的积累，使pH值进一步下降。厌氧降解过程因之恶化，严重时可使甲烷的形成完全中止。
1.4.3 产乙酸阶段
发酵酸化阶段的产物在产乙酸阶段被产乙酸菌转化为乙酸、氢气和二氧化碳。在运转良好的反应器中，氢的分压一般不高于10Pa，平均值约为0.1Pa。只有在产乙酸菌产生的氢被利用氢的产甲烷菌有效利用时，系统中氢才能维持很低的分压。通常在厌氧颗粒污泥中存在着微生态系统，在此系统中，产乙酸菌靠近利用氢的细菌生长，因此氢可以很容易被消耗掉并使产乙酸过程顺利进行。
除了许多产甲烷菌可以利用氢以外，硫酸盐还原菌和脱氮菌也能消耗氢。此外少量的产乙酸菌也利用氢，这类产乙酸菌能使用氢作为电子供体将二氧化碳和甲醇还原为乙酸，此即同型产乙酸过程。
1.4.4 产甲烷阶段
这一阶段里，乙酸、氢气、碳酸、甲酸和甲醇等被转化为甲烷、二氧化碳和新的细胞物质。在厌氧反应器中，所产甲烷的大约70％由乙酸歧化菌产生。在反应中，乙酸中的羧基从乙酸分子中分离，甲基最终转化为甲烷，羧基转化为二氧化碳，在中性溶液中，二氧化碳以碳酸氢盐的形式存在。
这一过程是厌氧反应过程的最后一步，将前面所产生的有机酸等分解为甲烷、二氧化碳等物质。如果这一过程不能顺利进行，挥发性脂肪酸会大幅度积累，导致整个系统的酸化，最终使厌氧反应停止。
1.4.5 其它生物厌氧降解作用
在处理含硫酸盐或亚硫酸盐废水的厌氧过程中，含硫化合物也会被细菌还原。硫酸盐或亚硫酸盐会被硫酸盐还原菌(SRB)在其氧化有机物的过程中作为电子受体而加以利用。SRB将硫酸盐或亚硫酸盐还原为硫化氢，这一过程会使甲烷产量减少，因为SRB的生长需要与产乙酸菌和产甲烷菌同样的底物。在硫酸盐存在时，硫酸盐还原菌(SRB)将与产酸菌(AB)和产甲烷菌(MB)相互影响，相互竞争，这表现在以下几点：
1)SRB和MB之间对氢和乙酸的竞争。这一竞争的结果将决定厌氧过程的终产物是甲烷或是硫化物。
2)SRB和AB之间对底物丙酸和丁酸的竞争。
3)不同类型的SRB之间对硫酸盐利用的竞争，这在硫酸盐浓度较低时尤为重要。
研究已证实SRB即使在很低的硫酸盐浓度下也能保持很高的代谢活性，像乳酸、乙醇、丙酸、丁酸都很容易为SRB作为底物利用。这意味着即使在低浓度下厌氧污泥中也会有大量SRB存在，因此当硫酸盐浓度增加，硫酸盐还原过程会立即加快。这一过程的发生，产生大量硫化氢，致使MB活性减弱，直至死亡。这就是含高硫废水(例如味精、糖蜜酵母等废水)难以用厌氧方法处理的原因。
当处理水中含有硝酸盐或亚硝酸盐时，会发生脱氮过程。脱氮是由脱氮微生物来进行的，它们能利用硝酸盐来氧化有机物。脱氮过程中，硝酸盐作为电子受体，经由亚硝酸盐转化为氮气或氮的氧化物。
1.4.6 有机物的厌氧降解
从有机污染物的化学结构上可将部分有机物分为只含C、H、O的有机物C n H a O b，巴斯韦尔通式给出了其在厌氧条件下的降解：
C n H a O b + (n – a/4 – b/8) H2O == (n/2 + a/8 - b/4) CH4 + (n/2 - a/8 + b/4) CO2
在此反应中，1gCOD的有机物可产CH4 350ml，这和底质的化学物质种类无关。
有S和N的有机物C n H a O b S c N d，假定厌氧降解的最终产物为CH4、CO2、H2S和NH3：
C n H a O b S c N d+ (n-a/4-b/2+c/2+7d/6) H2O = (n/2+a/8-b/4-c/4-d/6) CH4＋(n/2-a/8+b/4+c/4+d/6) CO2 + c H2S + d NH3
1、糖类的厌氧降解
糖的通式可用C n(H2O)n表示，是多羟醛或多羟酮及其缩聚物和某些衍生物的总称，可分为单糖、低聚糖及多聚糖。多糖在厌氧微生物的作用下，水解成单糖，单糖又分解生成脂肪酸、乙醇、CO2、H，最终生成数量一样的CH4和CO2。
C n(H2O)n+ H2O—→CH4＋CO2
以葡萄糖为例，最终产物方程式为：
C6(H2O)6= 3CH4+ 3CO2
单位糖产沼气量= 747 ml/g糖
在多糖的生物降解过程中，水参与反应，有机物发生“自身氧化还原”反应，生成的CH4＋CO2，其中CH4和CO2的摩尔数相同，这和多糖的分子量无关。表2—1给出单糖与多糖的厌降解基本参数。
2、脂肪酸的厌氧降解
在高浓度有机废水中一般含有较多的脂肪酸，脂肪酸和CO2、H2O经氧化，分解成为分子量较低的脂肪酸和CH4，最后生成乙酸，再生成CO2和CH4。同时，在厌氧条件下，蛋白质和脂肪等也分解成脂肪酸，再分解成挥发性脂肪酸，最后生成CH4、CO2。
2RCH2CH2COOH + CO2+ 2H2O→2R COOH + 2CH3COOH+ CH4
CH3COOH →CO2+ CH4
废水中的有机酸种类很多，几种常见的有机酸厌氧降解见表2—2。
表2—2 有机酸厌氧生物降解
单元有机酸R-COOH的TOC和R的链长有关，链越长TOC值越大，产气量越大，甲烷含量也越高。挥发酸(小分子量)受链长影响大，分子量越大影响越小，趋于0.857gTOC/g酸，产气量趋于2240ml/g酸，甲烷含量趋于75%。对于多元有机酸，羧基数量(-COOH)越多，TOC越小，产气量越小，甲烷含量越低。
3、脂肪的厌氧降解
废水中的脂肪主要是天然的植物或动物脂肪，主要以混合甘油酯存在，在胞外酶的作用下，经水解过程生成甘油和脂肪酸。脂肪酸的降解过程前面已提到，甘油经丙酮酸降解生成CO2和CH4。不论是脂肪或脂肪酸，它们厌氧生物化学过程的最终产物中，CO2量少于CH4量。而碳水化合物最终产物中，CO2和CH4一样多。
4、蛋白质的厌氧降解
进入废水中的蛋白质量较多。蛋白质在厌氧微生物作用下，经一系列的生化过程生成氨基酸，氨基酸通过加氢还原等途径脱氨。NH3在水中电离，也是使水的pH值升高的因素之一。
蛋白质—→肽—→氨基酸—→脂肪酸＋NH3
NH3 + H2O ——NH4+ + OH-
1.5 影响厌氧处理的因素
废水的厌氧处理受到许多因素影响，可把这些因素分为设计操作因素与环境因素两大类。前者包括采用的反应器类型、操作单元的选择及排列方式、预处理的方式、负荷、水力停留时间等等。影响厌氧过程的环境因素包括温度、PH值、碱度、营养、氧化还原电位以及包括毒性、可降解性等在内的废水特征等。
1.5.1 温度的影响
温度是影响厌氧生物处理工艺的重要因素，它的影响主要表现在以下几个方面：
1、温度主要是通过对厌氧微生物细胞内某些酶的活性的影响而影响微生物的生长速率和微生物对基质的代谢速率，这样就会影响到废水厌氧生物处理工艺中污泥的产量、合机物的去除速率、反应器所能达到的处理负荷；
2、温度还会影响有机物在生化反应中的流向和某些中间产物的形成以及各种物质在水中的溶解度，因而可能会影响到沼气的产量和成分等；
3、另外温度还可能会影响剩余污泥的成分与性状；
4、在废水厌氧生物处理装置和设备的运行中，要维持—定的反应温度又与能耗和运行成本有关。
关于温度对微生物活性的影响关系，早在19世纪就开始了研究工作。但针对温度对厌氧微生物活性影响的研究工作都要迟得多，在20世纪20年代末才开始有报道。即使这样，到目前为止，已有许多研究者对温度对于厌氧消化过程的影响进行了研究，归纳起来，这些研究主要有以下几个方面：
(1)温度对厌氧微生物宏观活性的影响；
(2)温度对厌氧反应的动力学参数的影响；
(3)温度突变对厌氧反应器运行效果的影响等。
所谓最适温度，是指在此温度附近参与厌氧消化的微生物能达到其最大的生物活性，具体的衡量指标可以是产气速率或者是有机物的消耗速率。这是由于一般认温度是影响微生物生命活动过程的重要因素之一，对厌氧微生物及厌氧消化的影响尤为显著。温度主要通过酶的活性来影响微生物的生长速率与基质的代谢速率，因而与有机物的处理效率与污泥产生量有关。
厌氧处理工艺一般分为常温(10—20℃)、中温(35—40℃)、高温(50—55℃)3种。由于中温菌(特别是产甲烷菌)种类多，易于培养驯化、活性高，因此厌氧处理常采用中温消化。
1.5.2 pH值
厌氧处理中，水解菌与产酸菌对pH值有较大范围的适应性，大多数这类菌可以在pH值为5.0—8.5范围内生长良好，一些产酸菌对pH值小于5时仍可生长，但是产甲烷菌对pH值适应性极差，一般来说，厌氧反应器中的pH应控制在6.5—7.8范围.厌氧处理的这一pH值指的是反应区的pH值，而不是进液的pH，因为废水进入反应器内，生化过程和稀释作用可以迅速的改变进液pH值。
pH值是影响厌氧消化过程的重要因素，许多研究结果和实际运行经验表明，
厌氧消化需要一个相对稳定的pH值范围，一般来说，对于以产甲烷为主要目的的厌氧过程来说.为6.5—7.5。如果生长环境的PH值过高(8.0)或过低(6.0)、产甲烷菌的生长代谢和繁殖就会受到抑制。并进而对整个厌氧消化过程产生严重的不利影响。这是因为在厌氧体系中，其他非产甲烷菌如发酵细菌等对PH值的变化不如产甲烷菌敏感、在pH值发生较大变化时，这些细菌受到的影响较小，它们能继续将进水中的有机构转化为脂肪酸等，导致反应器内有机酸的积累、酸碱平衡失调，使产甲烷菌的活性受到更大抑制，最终导致反应器运行失败。因此，在厌氧生物处理过程中，应特别注意反应器内PH值的控制，一般应维持在产甲烷菌的最适范围内，即6.5--7.5(最佳6.8—7.2)之间。
1.5.3 氧化还原电位
厌氧环境是产甲烷菌进行正常活动的基本条件。氧的溶入无疑是引起发酵系统的氧化还原电位升高的最主要和最直接原因。在厌氧处理系统中主要依靠如下措施：
1、首先保持严格的封闭系统，杜绝空气的进入。
2、通过生化反应迅速消耗废水进入时带入的溶解氧，让氧化还原电位尽快的降低到到所需的要求。
但是，除了氧以外，其他一些氧化剂或氧化物质的存在(如某些工业废水中含有的Fe3+、Cr2O27—、SO42—以及酸性废液中的H+等)，同样能使体系中的氧化还原电位升高，当其浓度达到一定程度时，同样会危害厌氧消化过程的进行。
1.5.4 营养物质
参与生物处理的微生物不仅要从废水中吸收营养物质，而且要用这些营养物质合成细胞物质。一般通过C：N：P来观察，当营养不足时，需要补充一些氮肥和磷肥等。
1.5.5 毒性物质
毒性物质可以划分为三类，即影响代谢的毒性物质、影响细菌生理的毒性物质和杀菌性的毒性物质。表2—3列出了三种毒性物质对细胞活性的影响程度。
表2—3 毒性物质对细胞活性的影响
毒性物质
细胞活性
对细胞的损害刚刚加入时短时间后长时间后
无高高高无代谢毒性物质低高高无
生理毒性物质低低高细胞成分的局部损害
杀菌性毒性物质低低低杀死细胞常见无机有毒有害物质为硫化物、氨氮、重金属、氰化物以及某些盐类。
1.5.6 容积负荷
容积负荷反映了微生物之间的供需关系。容积负荷是影响污泥增长、污泥活性和有机物降解的重要因素，提高负荷可以加快污泥增长和有机物的降解，同时使反应器的容积缩小。但是对于厌氧消化过程来说，容积负荷对于有机物去除和工艺的影响十分明显。当容积负荷过高时，可能发生甲烷化反应和酸化反应不平衡的问题。对某些特定的废水，反应器的容积负荷应通过实验确定，容积负荷值与反应器的温度、废水的性质和浓度有关。容积负荷不但是厌氧反应器的一个重要的设计参数，同时也是一个重要的控制参数。对于颗粒污泥和絮状污泥反应器，它们的设计负荷是不相同的，各种工业废水的容积负荷亦不相同。
1.5.7 水力停留时间
水力停留时间对厌氧工艺的影响是通过上升流速来表现的。一方面，高的液体流速增加污水系统内进水区的扰动，因此增加了生物污泥与进水有机物之间的接触，对于去除率的提高起到正效应。在采用传统的UASB系统的情况下，上升流速的平均值一般不超过0.5 m/h，这也是保证颗粒污泥形成的重要条件之一。另一方面，为了保持系统中足够的污泥，上升流速不能超过一定的限值，反应器的高度也就会受到限制。特别是对于低浓度污水，水力停留时间是比容积负荷更为主要的工艺控制条件。
1.6 厌氧技术的特殊性
1.6.1 降解速度较慢
和好氧微生物相比，厌氧微生物的活性较低，另外，好氧污泥一般都是絮状，没有内部扩散的问题。前面己讨论过，厌氧降解最后一步的甲烷化过程速度最慢，是控制步骤。
厌氧降解速度缓慢，则要求有较多的活性污泥。
1.6.2 易酸化
厌氧酸化的速度远大于厌氧甲烷化的速度，如果在单位时间内，甲烷化过程消耗的挥发脂肪酸的总量，低于酸化过程产生的挥发脂肪酸的总量，就会造成酸
积累。酸积累又会造成厌氧微生物环境的pH值下降，pH值下降又导致甲烷化过程更加缓慢，如此恶性循环下去，使pH值下降到甲烷化过程无法进行，此类微生物大量死亡，COD去除率趋于负值，此现象称为“酸化”。
反应器发生酸化的后果是严重的，一般要重新填加菌种，重新进行调试。
1.6.3 污泥带气造成的问题
厌氧反应会产生沼气，沼气一般会在颗粒污泥表面(或絮状污泥团中)形成气泡，最终使“总颗粒”比重小于等于废水。此现象的不利面和有利面同时存在，一方面，此现象使污泥大量大升，在污泥床层之上，形成悬浮污泥层，增加了废水和污泥的接触时间，使反应器上部的空间中也有反应进行，污泥可上下置换，第二代反应器就基于此原理而产生的。另一方面，气泡使污泥可能流出反应器之外，造成污泥流失。
1.6.4 产泥量较低
厌氧反应的产泥率很低，一般每去除1kgCOD只能产生0.1kg的干污泥，此问题和污泥活性低、污泥流失等问题联合作用，造成厌氧反应器调试时间长、菌种量需求大等缺点，影响着厌氧技术的推广和使用。
但是，产泥量低反过来又是厌氧技术的主要优点，污泥产量低且易处理，使污泥处理系统投资小，几乎没有运行费用。
1.6.5 污泥可生成颗粒
厌氧微生物在降解CHO污染物时，其总体生物化学过程就是一种“自身氧化还原”反应，为了传递电子的需要，厌氧微生物紧紧贴在一起生长，一层是提供电子的，另一层就是接受电子的，一层一层的相互包裹，形成颗粒污泥。从此分析，厌氧微生物的“成团”是自然发生的，一般降解碳水化合物时最容易形成颗粒。颗粒的形成还和水力条件、废水中其他物质的存在等有关。
由于颗粒的形成，使反应器中的生物量大大增加，使污泥和废水在反应器中的停留时间可能不一样。反过来，由于内部扩散的影响，也使单位重量的污泥降解能力降低。
基于以上的特点和问题，迫切需要开发新的厌氧反应器技术和不断研究其规律。
1.7 厌氧反应器污泥颗粒化理论基础
1.7.1 颗粒污泥形成的条件
至今人们在升流式厌氧反应器内发现和培养出颗粒污泥，说明升流条件是形成颗粒污泥的必要条件。但这并不是充分条件，形成颗粒污泥还有其他因素。快速地形成颗粒污泥的条件一直是研究的主要焦点，下面将总结一下形成颗粒污泥的主要条件。
(1)、废水性质：根据文献报道，处理甜菜制糖废水、土豆加工废水、酒精废水、甲醇废水、屠宰废水、啤酒废水以及柠檬酸废水等，均可培养出颗粒污泥。一般处理含糖类废水易于形成颗粒污泥，而脂类废水和蛋白质废水及有毒难降解废水则较难培养出颗粒污泥，或不能培养出颗粒污泥。要求废水的C：N：P约为200：5：1，否则要适当加以补充。投加补充适量的镍、钴、钼和锌等微量元素有利于提高污泥产甲烷活性，因为这些元素是产甲烷辅酶重要的组成部分，可加速污泥颗粒化过程。投加Ca2+浓度25~100mgL，有利于带负电荷细菌相互粘接从而有利于污泥颗粒化错误！未找到引用源。。
(2)、污泥负荷率：影响污泥颗粒化进程最主要的运行控制条件是可降解有机物(COD)污泥负荷率，当污泥负荷率达0.3kgCOD/(kgVSS·d)以上时便能开始形成颗粒污泥。这为微生物的繁殖提供充足的食料(碳源和能源)，是微生物增长的物质基础。当污泥负荷率达到0.3kgCOD/(kgVSS·d)时，颗粒化速度加快，所以当颗粒污泥出现后，应迅速将COD污泥负荷率提高到0.3kgCOD/(kgVSS·d)左右水平这有利于颗粒化进行。
(3)、水力负荷率和产气负荷率升流条件：前已述及升流条件是UASB反应器形成颗粒污泥的必要条件，代表升流条件的物理量是水流的上升流速和沼气的上升流速.即是水力负荷率和产气负荷率，Hulshoff Pol(1988)等人把两者作用的总和称为系统的选择压(Selection Pressure)。选择压对污泥床产生沿高度(水流)方向的搅拌作用和水力筛选作用。定向搅拌作用产生的剪切力使微小的颗粒产生不规则的旋转运动，有利于丝状微生物的相互缠绕，为颗粒的形成创造一个外部条件。水力筛选作用能将微小的颗粒污泥与絮体污泥分开，污泥床底聚集比较大的颗粒污泥，而比重较小的絮体污泥则进入悬浮层区或被淘汰出反应器。因废水是从床底进入，使得颗粒污泥首先获得充足的食料而快速增长。这有利于污泥颗粒化的实现。胡纪萃、顾夏声(1985)报道，当水力负荷率为0.25m3(废水)/(m2·d)，便可产生水力分级现象。Lettinga一直强调水力筛选的作用。周琪(1993)采用UASB 反应器处理生活污水时，发现离散数D(无因次)与水力负荷率和沼气产气率有定量关系，提出了用离散数D来代表升流筛分强度的大小，为定量地分析污泥颗
粒化的外部条件提供了一个方法。对于生活废水，当D为0.088~0.095时，可形成颗粒污泥错误！未找到引用源。。
(4)、碱度：碱度对于厌氧污泥颗粒化有重要影响。刘安波(1988)在研究以啤酒废水为基质培养颗粒污泥的关键之一是维持进水碱度大于1000mg/L(以CaCO3计)。唐一(1989)认为构成碱的化学组分并不影响污泥的颗粒化，维持一定量碱度的作用在于它的缓冲作用，确保反应器的pH值维持在6.5—7.5范围。他以葡萄糖为基质，形成颗粒污泥的最低碱度为750mg/L(以CaCO3计)。
(5)、接种污泥：胡纪萃等(1988)其至用好氧活性污泥作为种泥培养出了颗粒污泥。Grin等(1983)、Burbosa(1989)和周琪(1993)采用自接种方法处理生活废水也实现了污泥颗粒化。这是由于生活污水中的SS吸附着较多的厌氧菌，可以替代接种污泥，所以虽然未经过专门接种，也实现了污泥颗粒化。然而，对于工业废水，接种污泥是必不可少的。这里要强调一点，接种污泥仅仅是作为“种子”，而颗粒污泥的产生是建立在新繁殖厌氧菌的基础上，即使是采用颗粒污泥作为种泥，在处理不同性质的废水时，颗粒污泥的微生物组成和构造也要发生变化。只有当颗粒污泥接种到处理同类废水的反应器时，颗粒污泥才能立即发挥作用。有资料表明，处理同类废水时，当接种量为反应器容积的1/4~l/3时，反应器经两周左右的运行就能达到设计负荷率。
(6)、环境条件：常温(20℃左右)、中温(35℃左右)、高温(55℃左右)均pH培养出厌氧颗粒污泥。一般说，温度越高，实现污泥颗粒化所需的时间越短，但温度过高或过低对培养颗粒污泥都是不利的。此外，保持适宜的pH值(6.8—7.2之间)是极为重要的错误！未找到引用源。。
1.7.2 厌氧颗粒污泥的形成机理
以上虽然讨论了厌氧颗粒污泥形成的各种条件，但是有了这些条件为什么就能形成颗粒污泥仍然不很清楚，所以人们提出了种种假设。有关厌氧颗粒污泥形成机理的各种假设是根据对颗粒污泥培养过程中观察到的现象的分析提出的。至今尚未有一种较为完善的理论来阐明厌氧颗粒污泥形成的机理。以下将分别介绍各种假说。
(1)、晶核假说：Lettinga等人提出了“晶核假说”，认为颗粒污泥的形成类似于结晶过程，在晶核的基础上，颗粒不断发育到最后形成成熟的颗粒污泥。形成颗粒污泥的晶核来源于接种污泥或反应器运行过程中产生的非溶解性无机盐(如CaCO3等)结晶体颗粒。这一假说获得了试验结果的支持，如在培养过程中投加Ca2+等，将有助于实现污泥颗粒化，在镜鉴时可观察到颗粒污泥中有CaCO3晶体的存在。但是也有不少试验结果发现在成熟的颗粒污泥中并未发现有晶核的
存在。Zeeuw等人明确提出，颗粒污泥完全可以通过细菌自身的生长而形成。
(2)、电荷中和假说：细菌细胞表面带负电荷，互相排斥使菌体趋于分散状态，金属离子如Ca2+、Mg2+等带有正电荷，两者互相吸引可减弱细菌间的静电斥力，并通过架桥作用而促进细胞的互相凝聚，形成团粒。
(3)、胞外多聚物假说：不少研究者认为，胞外多聚物(Extracellular Polymer)ECP 是形成颗粒污泥的关键因素。ECP主要由蛋白质和多聚糖组成，ECP的组成可影响细菌絮体的表面性质和颗粒污泥的物理性质。分散的细菌是带负电荷的，细胞之间有静电排斥，ECP产生可改变细菌表面电荷，从而产生凝聚作用。
(4)、Spashetti理论：该理论认为颗粒污泥的形成过程也就是选择压等物理作用对微生物进行选择的过程。在UASB反应器的接种污泥中，存在Methanothrix 和Methanosrcina两类细菌，在启动初期，上升流速很小，Methanothrix菌体会自然生长成为小聚集体或附着于其他物体上，这样有利于菌体的聚团化生长，一旦新生体形成，颗粒即慢慢长大。初生颗粒会由于自身菌体生长或粘附一些零碎的细菌而成长起来。在上升水流和沼气的剪切力作用下，颗粒会长成球形。
1.7.3 厌氧颗粒污泥的基本性质
(1)、厌氧颗粒污泥的物理性质
颗粒污泥外观不规则，一般接近球形，粒径一般在0.14~2mm，大的可达3~5mm，粒径的大小决定于废水的性质、有机物的浓度、反应器负荷高低、运行条件和分析测定的方法。酸化了的基质培养的颗粒污泥的粒径一般小于葡萄糖为基质培养的颗粒污泥。
颗粒污泥的湿密度为1.03~1.08kg/L，一般为1.05kg/L左右，抗压机械强度为0.26~1.51×105N/m2。
(2)、厌氧颗粒污泥的化学组成
有机组成：颗粒污泥中有机组成一般以VSS浓度表达，但其相对含量以VSS/SS比值计。VSS/SS的变化较大。废水水质不同，组成颗粒污泥的有机组成含量也不同。
无机组分：厌氧颗粒污泥中的无机组分即灰分是无机矿物质，其主要成分是钙、钾和铁等元机化合物。随废水性质的不同，无机物的含量可达10％~60％(千重)。细胞具有的辅酶组分中还含有Ni、Co等元素。
(3)、胞外多聚物
用显微镜观察，可见到颗粒内的微生物细菌被ECP所包围。颗粒内的ECP 主要由蛋白质和多聚糖组成，一般比值为2：1—6：1。同时也发现有少量脂类。已报道ECP的含量为VSS含量的0.5％—20％。ECP含量取决于被试验颗粒的
种类、提取的方法和ECP的测定方法，并受颗粒生长条件的影响。高温下培养的颗粒ECP的含量低于中温下培养的；处理含糖废水的颗粒所合的ECP量比处理含乙酸、丙酸和丁酸合成废水的颗粒多。增加碳氮比可促进胞外多糖的产生。
目前尚不清楚是存在专门菌种产ECP，还是若干种或所有菌种均具有产ECP 的功能。在颗粒中ECP的含量不是越多越好，ECP体的孔隙尺寸和孔隙率较小，ECP太多会引起传质的阻力。基质传递的限制可引起颗粒中心部分因缺乏养料而自溶，形成中空的颗粒。也不利于沼气从颗粒内释放，脱气性能不好，可能发生颗粒上浮而流失。
1.7.4 颗粒污泥的形成过程
由分散状态的厌氧微生物形成一个肉眼可见的由厌氧微生物组成的颗粒是一个十分复杂物理化学与微生物学的过程。至今，还不能说已经弄清楚了这个过程。不少学者对此问题进行了探讨。
J.E.Schmidt和B.K.Ahing(1995)总结了国外最近的研究成果，提出了颗粒污泥形成的过程。一个细胞可通过不同的途径，如扩散(布朗运动)、对流或鞭毛活动等转移到附着物上。
认为颗粒污泥的初始形成可分为4个步骤：
(1)、首先是单个细胞转移到一个非菌落的惰性物质或其他细胞的表面；
(2)、其次是在物理化学力的作用下在细菌细胞之间或对惰性物质之间发生的可逆吸附；
(3)、通过微生物的附肢或胞外多聚物使细菌细胞之间或对惰性物质之间产生不可逆吸附；
(4)、附着细胞的不断增殖和颗粒的发育。
根据Derjaguin—Landan—Verwey—Overbeek(DLVO)理论，细胞与附着物之间的吸附作用可分为3种情况：(1)弱的可逆吸附：当细胞与附着物之间保持一定距离时，由于结合力较弱、吸附上去的细胞可能又会分离开，处于可逆吸附状态；(2)相互排斥：当细菌细胞与附着物带有相同电荷时，细胞与附着物之间会相互排斥，无法完成吸附作用；(3)非可逆吸附：当范德华力占优势时，吸附上去的细胞不会再与附着物分离。
非可逆吸附是颗粒污泥形成过程中最先的重要一步。非可逆吸附后，进一步借助细菌的鞭毛、胞外多聚物等建立起稳定的结构。颗粒化的过程主要取决于细胞的分裂和新细菌从液相的不断补充。颗粒也可含有被拦截的固体无机物，如沉淀物等。
我国也有一些学者曾对颗粒的形成过程进行厂不少研究。刘双江(1990)以葡
萄糖为基质，在35℃下研究了颗粒污泥形成的微生物过程，颗粒污泥形成过程的模型。该模型指出：颗粒污泥的形成可分为5个阶段，第一阶段为细菌增殖阶段，MPN计数结果和显微镜观察表明，该阶段中污泥的细菌数迅速增加；第二阶段为小颗粒形成阶段，随着反应器中细菌浓度的升高，细菌开始聚集在一起，形成尺寸为50~100μm的小颗粒；第三阶段微小颗粒聚合阶段，当反应器内小颗粒数量足够多时，它们之间相互碰撞和接触的机会增多，一些小颗粒开始聚合成更大的颗粒；第四阶段为初生颗粒污泥形成阶段，这时可观察到颗粒之间有丝状菌起连接和缠绕作用，两个或多个小颗粒聚合在一起后经过发育形成为初生颗粒污泥；第五阶段为颗粒污泥成熟阶段，初生的颗粒污泥经过进一步完善结构和调整细菌的代谢而形成表面光滑的、密度较大的成熟的颗粒污泥错误！未找到引用源。。
1.7.5 厌氧反应器污泥颗粒化过程
大量试验研究表明厌氧反应器的运行分为三个时期：启动期，颗粒污泥出现期和颗粒污泥成熟期。
1、启动期
MIC反应器污泥培养和进料启动阶段，理论上污泥负荷应介于0.1 ~0.2kgCOD/(kgVSS·d)，有效容积负荷低于1.5 kgCOD/(m3·d)。实际工艺中起始负荷决定于污泥接种量，污泥负荷和进料有机物浓度。三者具有一定的关系：
()
C L
W Q ?
=
始
其中:W—污泥接种量(干重kgVSS )
L—污泥负荷(kgCOD/(kgVSS·d))
C—污水有机物浓度(kgCOD/m3 )
Q—起始进料量(m3/d)
在启动初期，容积负荷不宜太高，大约为1 ~5 kgCOD/(m3·d)左右。由于容积负荷低，反应器产气量小，水力混合能力差，易造成沟流和局部酸化，使得适应水质的甲烷菌的数量反而减少，为此必须保持较高的水力负荷(q>0. 5m3/(m2·h))。增强水力搅拌，可以促进活性好，沉降性能好的污泥下沉，而活性较差的污泥被快速充分的洗出反应器，从而优化了反应器内的污泥结构，为提高负荷阶段打下良好的基础。此外，由于启动初期产甲烷菌的活性不够，不能及时地分解产酸菌产生的挥发酸，易造成反应器的pH降低，因此为防止酸化，进水pH应高一些。
2、颗粒污泥出现期
启动初期出水指标的高低是决定最终调试效果的重要因素。若启动初期出水水质不稳，就急于提高容积负荷，会影响污泥颗粒化进程。当满足VFA <400mg/L、
出水pH>6.6、COD去除率>80%、且产气量正常时，COD负荷可提高10—25%。
随着反应器容积负荷上升，污泥的洗出量增大，其中大多为絮状污泥。洗出的原因是产气和上升流速的增加引起污泥床的膨胀。大量污泥洗出的结果，使留下的污泥中开始产生颗粒污泥。在这一阶段末期，污泥的洗出由于颗粒污泥的形成而减少，颗粒污泥良好的沉降性能使其留在了反应器的底部。
大约一个多月后开始形成不连续循环。在IC反应器的启动调试中，不连续循环是内循环的关键，而内循环的形成与产气量直接相关。到启动的后期，内循环已十分明显，循环之间的间隔越来越短，直至无间隔。
3、颗粒污泥成熟期
启动两个月左右即可进入颗粒污泥成熟期。在这一阶段里，絮状污泥迅速减少，而颗粒污泥加速形成，直到反应器内不再有絮状污泥存在。这一阶段反应器的容积负荷可以增加到很高，具体容积负荷随处理废水的性质不同而有所变化，COD去除率大约在80%以上错误！未找到引用源。-错误！未找到引用源。。
1.7.6 颗粒污泥性质分析
1、颗粒污泥的粒径大小分析
要保证高效厌氧反应器有较好的运行性能，就必须使反应器内的厌氧污泥具有良好的沉降性能。而当单独的颗粒的密度基本相同时，污泥颗粒的沉降性能仅与颗粒自身的粒径有关。一般较大的颗粒沉降性能较好错误！未找到引用源。。正因为此，分析污泥颗粒的粒径分布就能间接地反映反应器的运行状况。同时不同构型的反应器因为反应器内流态的差异，也会使得颗粒污泥的粒径分布产生一定差异；同一反应器内也会因进水负荷和基质的改变，在不同阶段，反应器内颗粒污泥的粒径分布也会产生变化；在反应器的不同高度层面，颗粒污泥的分布也有较大的差异。综合上面的这些因素，研究反应器内颗粒污泥的粒径分布可以很直观地反映出水力条件、基质类型、基质浓度等对颗粒污泥产生的影响，对于深人研究颗粒化的形成、研究影响污泥颗粒化的物理化学因素和如何将反应器维持在良好状态有着特殊的作用错误！未找到引用源。。
厌氧颗粒化污泥的形成是高效厌氧反应器启动成功的标志，研究污泥颗粒化常用的手段就是测定反应器内污泥颗粒的粒径分布，测量颗粒污泥粒径的方法有沉降法、湿式筛分析法、显微镜法、图像分析和激光粒度测定法等。而湿式筛分析法是一种适合我国国情的方法。湿式筛分析法是最常用的粒径测试方法错误！未找到引用源。。
筛分过程为：在磷酸盐缓冲溶液(ρ(KH2PO4)=4g/L，ρ(Na2HPO4·7H2O)=5.09g/L，ρ(K2HPO4)=1.08g/L，pH=7.3)，让25ml污泥颗粒依次通过不锈钢标准筛，然后收
集截流在不同孔径筛网上的颗粒，用游标卡尺测得粒径的大小。
2、颗粒污泥的沉降速度分析
厌氧颗粒污泥是厌氧反应器实现高效稳定运行的关键错误！未找到引用源。，在反应器中为了对污泥停留时间(SRT) 和水力停留时间(HRT) 实现有效地分离，需要颗粒污泥具有良好的沉降性能以解决颗粒污泥的流失问题，从而有效将微生物保留在反应器内，提高单位容积的微生物持有量，进而提高反应器的水力负荷与处理能力错误！未找到引用源。。研究颗粒污泥的沉降性能将为厌氧反应器的工艺设计与正常运行、控制提供理论依据,具有重要的意义错误！未找到引用源。。
常用的厌氧颗粒污泥沉降速度的测定方法有静沉法错误！未找到引用源。—错误！未找到引用源。、重量沉降法错误！未找到引用源。等方法,其中重量沉降法能够比较全面地反映颗粒污泥整体沉降性能且能得到颗粒污泥的速度分布而在研究工作中得到普遍应用。
污泥沉降性能常用污泥容积指数(SVI)和污泥沉降速度表示。颗粒污泥的SVI 多在10~20ml/g之间。Ross错误！未找到引用源。测定的颗粒污泥的SVI为11ml/g，其中50%颗粒污泥的沉降速度大于27m/h。Liu错误！未找到引用源。测得颗粒污泥SVI 为15ml/g，而沉降速度在20~45.6 m/h 之间。Schmidt错误！未找到引用源。等认为颗粒污泥的沉降速度范围为18~100m/h，典型值在18~50m/h 之间。根据沉降速率可将颗粒污泥分为三类：第一种，沉降性能不好，18~20m/h；第二种，沉降性能满意，20~50m/h；第三种，沉降性能很好，50~100m/h。后两种属于良好的污泥。杨秀山在处理豆制品废水时得到了79~180m/h沉降速度的颗粒污泥错误！未找到引用源。。
1.8 MIC反应器开发背景和特点
1.8.1 MIC反应器开发的背景
早在20世纪80年代中期，荷兰Paques公司成功开发IC反应器，并于1986年迅速把该项技术应用于生产中。由于该公司对此技术进行了严格的保密，直到1994年，才在杂志上看到有关IC反应器的研究报道错误！未找到引用源。。
目前，国内使用的大部分IC反应器仍是直接从Paques公司引进的，但价格昂贵。由于IC反应器具有占地小，容积负荷高等特点，近年来国内专家对此做了大量的试验研究，在社会主义市场经济下，迫切需要依靠IC反应器的原理，研究、开发、应用新型的IC反应器，为其国产化积累经验错误！未找到引用源。。
在承担江苏省环保厅环境保护科技发展基金项目——“有机废水高负荷处理技术的开发研究生产规模MIC(多级厌氧内循环)反应器应用的研究”中成功开发了MIC厌氧反应器，并将该技术应用到柠檬酸废水处理中，MIC反应器容积负