污泥碱性发酵是一种将污泥碱性预处理和污泥厌氧消化过程结合为一体的污泥处理方法，即在厌氧消化的过程中始终维持碱性条件(pH>9)，将污泥中的有机物转化为挥发酸(VFAs)的形式. 碱处理能促进污泥的水解，但对厌氧消化的产甲烷阶段有抑制作用，从而将厌氧消化控制在产酸阶段，实现大量VFAs在系统内的积累^{[1, 2, 3]}.

为了加大污泥本身的水解酸化效率，研究者一般采用各种预处理手段，如热处理、 机械处理(包含超声,微波)、 化学处理(包含酸碱，表面活性剂)等或它们的组合方式^{[4, 5, 6]}. 这些方式都能在较短的时间内将污泥颗粒进行破碎并破坏污泥细胞膜结构，使得细胞内的有机物质释放出来，将有机大颗粒物质分解为小颗粒物质，从而增加污泥中有机物的可生化降解性能. 也有研究者采用向厌氧发酵系统中投加水解酶的方式来增加污泥的水解效率，取得了较好的效果^[7,8]. 但这种水解酶一般是通过购买商品酶或在试验中富集功能微生物并进行分离纯化和扩大培养得到的，成本较高，而且这类酶或微生物作用的发挥往往会受到环境条件如：温度、 pH、 底物种类等的影响^[8,9]，若将其直接投加到强碱性发酵系统中可能未必能收到理想的效果. 碱性条件下发酵过后的污泥中含有污泥水解酸化所需要的并且适应碱性条件的水解酶和酸化菌^[10]，同时污泥本身经过碱处理可生化性能大大提高. 如果将这种污泥引入新鲜污泥的碱性发酵系统中可能能在一定程度上促进新鲜污泥的发酵产酸. 这种方法可以作为一种促进污泥碱性发酵的新方式.

此外，相对单一的污泥热处理而言对碱性发酵过后的污泥再进行高温高压灭菌处理，能更为彻底地破碎细胞壁，使污泥细胞内的有机物释放到细胞外，污泥中有机物的可生化降解性能也得到了最大程度的提高. 如果将这种经过发酵和灭菌双重处理的污泥有机物引入新鲜污泥的碱性发酵系统中就能为发酵产酸提供丰富的较易利用的有机底物，也可以作为促进污泥碱性发酵产酸的另一种新的方式. 目前采用以上两种方式来促进碱性污泥发酵挥发酸积累的研究还鲜见报道. 因此，本试验在中低温条件下，比较了这两种新方法对碱性污泥发酵过程中污泥水解酸化效果的影响，得出了更为有效的促进方法.

1 材料与方法

1.1 污泥来源

试验所用污泥取自哈尔滨市太平污水处理厂二次沉淀池污泥泵房，经1 mm×1 mm纱网过滤后备用. 发酵污泥来源于本实验室稳定运行3个月，污泥停留时间为8 d的半连续流完全混合式污泥碱性发酵产酸反应器(反应器有效容积5 L，pH=10，Ca(OH)₂为碱调节试剂，室温，搅拌速度100r ·min^-1). 新鲜污泥和待投加的未灭菌发酵污泥及灭菌发酵污泥的初始性质见表 1.

表1(Table 1)

表 1 污泥初始性质 Table 1 Sludge characteristics 参数 新鲜污泥 未灭菌发酵污泥 灭菌发酵污泥 pH 7.0 9.2 9.1 TSS/mg ·L-1 10923 16956 16956 VSS/mg ·L-1 7187 9834 10564 TC/mg ·g-1 342.4 296.1 273.1 TN/mg ·g-1 62.3 45.2 37.6 SCOD/mg ·g-1 6.0 155.2 244.0 TCOD/mg ·g-1 919.2 944.8 972.3 离心上清液中碳水化合物(以COD计)/mg ·g-1 2.0 10.4 27.4 离心上清液中蛋白质(以 COD计)/mg ·g-1 8.9 42.2 98.7 离心上清液中NH+4/mg ·g-1 — 12.3 12.1 离心上清液中PO3-4/mg ·g-1 — 0.6 0.3 1)TC和TN为离心后泥中的含量; TCOD为污泥混合物含量TCOD=TC×32/12+SCOD; — 表示未检出

表 1 污泥初始性质 Table 1 Sludge characteristics

本试验为序批试验，分别进行了中温(35℃)和低温(10℃)条件下，投加未灭菌发酵污泥，投加灭菌发酵污泥，不投加发酵污泥(对照)3种方式对污泥水解酸化的影响研究. 发酵污泥灭菌条件为121℃，0.15 MPa，30 min，投加量 (体积分数)为30%. 试验共设置12个有效容积为500 mL的摇瓶，每两个为一组作为平行试验，各瓶中初始设置见表 2. 采用两台空气浴恒温摇床(SHZ-82)，分别实现了35℃和10℃的温度条件(试验时段在冬季，室内温度基本在10℃±2℃)，转速160r ·min^-1，发酵10 d，pH采用1 mol ·L^-1的Ca(OH)₂溶液每12 h调节一次，pH控制在10.0±0.3.

表2(Table 2)

表 2 反应初始设置 Table 2 Initial settings of reactors 项目 试验组 1 2 3 4 5 6 温度/℃ 10 10 10 35 35 35 未灭菌发酵污泥/mL 150 0 0 150 0 0 灭菌发酵污泥/mL 0 150 0 0 150 0 新鲜污泥/mL 350 350 350 350 350 350 总体积/mL 500 500 350 500 500 350

表 2 反应初始设置 Table 2 Initial settings of reactors

试验中 COD、 NH⁺₄-N、 PO^3-₄-P、 TSS、 VSS的分析均采用国家环境保护总局发布的标准方法^[11]; 蛋白质采用Lowry试剂法以BSA为标准物质^[12]; 碳水化合物采用苯酚硫酸法以葡萄糖为标准物质^[13]; pH使用 Multi340i 型(WTW公司)便携式多功能DO，pH值测定仪测定; VFAs测定利用7890气相色谱，操作条件：高纯H₂作为载气; 进样口气化温度为250℃，采用分流模式进样，分流比为1 ∶1; 初始炉温70℃，维持0 min(即不保留)，然后以25℃ ·min^-1的速度升温至170℃，停留2 min; FID检测器：温度300℃，载气流量为45mL ·min^-1，空气流量为450mL ·min^-1. 固相中的C、 N元素含量测定利用VARIO Micro cube 元素分析仪. 试验数据均为两次平行测定的平均值. 蛋白质、 碳水化合物转化为COD的当量系数分别为1.51和1.07^[14]. 乙酸、 丙酸、 丁酸和异丁酸，戊酸和异戊酸转化为COD的当量系数分别为1.07、 1.51、 1.82和2.04 ^[15]. 样品离心采用6000 r ·min^-1的转速离心 5 min. 2 结果与分析 2.1 温度和投加灭菌前后发酵污泥对污泥水解的影响

温度对水解酶活性及化学反应速率都有直接影响，进而决定了污泥的水解程度及水解速率. 水解酶活性的充分发挥应当有适宜的温度环境，较低的温度会抑制水解酶的活性^[16]. 在不同组成的反应体系中，碱性发酵所产生的可溶性有机物的量，随温度的变化，有很大差异[如图 1(a)所示]，35℃时的产量明显高于10℃. 未投加发酵污泥的体系，投加未灭菌发酵污泥的体系，投加灭菌发酵污泥的体系中，随温度由10℃升高35℃，SCOD平均产量分别提高2.5、 1.7、 1.5倍. 因此35℃条件下的碱性发酵能更有效地水解污泥释放有机物.

图 1 中低温条件下各反应体系中有机物的溶出量及水解速率 Fig. 1 SCOD content and hydrolysis rate in different systems under 10℃and 35℃

然而，相同的温度条件下，不同组成的反应体系中有机物产量也存在明显的差异[图 1(a)]. 35℃条件下，未投加发酵污泥的体系(6)、 投加未灭菌发酵污泥体系(4)、 投加灭菌发酵污泥体系(5)的SCOD含量分别由初始的 6.0、 60.8、 100.2 mg ·g^-1 增加到稳定后的平均产量106.2、 156.8、 270.4 mg ·g^-1，每克污泥的COD增加量分别为100.2、 96、 170.2 mg. 虽然前两个体系中的增加量相当，但未投加发酵污泥的体系中有机物溶出的时间较长，经过168 h 才逐渐达到较高值. 各反应体系对应的SCOD的产生速率见图 1(b)，分别符合一阶指数衰减拟合模型. 水解速率方程分别如下.

未投加发酵污泥体系：

投加未灭菌发酵污泥体系：

投加灭菌发酵污泥体系：

由图 1(b)可知，水解主要发生在发酵初期的前48 h，但未投加发酵污泥的体系有机物产生速率明显低于其他两个体系，并且水解释放有机物的过程较缓慢. 投加灭菌发酵污泥的体系的水解速率明显高于投加未灭菌发酵污泥的体系，这说明灭菌发酵污泥引入明显加大了可供水解的底物量. 因此向新鲜的剩余污泥发酵体系中投加一定量的未灭菌发酵污泥和灭菌后的发酵污泥这两种方式，均能加速新鲜污泥的水解速率及程度，而且后者的效果略好于前者. 2.2 温度和投加灭菌前后发酵污泥对污泥酸化的影响

污泥水解后得到的大分子有机物如蛋白质和碳水化合物等，通过产酸微生物的作用会转化为小分子有机酸^[17]，不同温度条件下污泥发酵产出的VFAs总量及其产酸速率如图 2 所示(以COD计). 污泥发酵过程中VFAs含量的变化是蛋白质、碳水化合物的不断酸化产生以及体系内酸消耗菌的消耗，这两方面共同作用的结果^[18]. 10℃条件下的各体系基本没有VFAs的产生，而且后期VFAs存在消耗. 35℃条件下比10℃条件下酸化明显得到了加强，但各体系表现出了不同的积累状况. 投加灭菌发酵污泥的体系(5)产量最大达125.0 mg ·g^-1，而且后期一直维持不变; 投加未灭菌发酵污泥的体系(4)，在发酵28 h时VFAs含量最高为101.1 mg ·g^-1，但之后VFAs持续下降，在184 h时降低到33.5 mg ·g^-1; 未投加发酵污泥的体系(6)，产酸量最高仅达到41.8 mg ·g^-1，64 h 后也开始下降. 显然，投加发酵污泥的两个系统中的酸产生量均高于未投加发酵污泥的体系，投加灭菌发酵污泥的体系和投加未灭菌发酵污泥的体系在发酵前期的28 h内产酸量相当，但随着发酵时间的延长，VFAs的积累量表现出了明显的不同，到发酵末期投加灭菌发酵污泥的体系中VFAs的积累量最高，稳定维持在130.0 mg ·g^-1. 35℃各体系中酸化速率同样符合一阶指数衰减拟合模型，酸化速率方程分别如下.

图 2 中低温条件下各反应体系中挥发酸的积累量及酸化速率 Fig. 2 VFAs content and acidification rate in different systems under 10℃and 35℃

未投加发酵污泥体系：

投加未灭菌发酵污泥体系：

投加灭菌发酵污泥体系：

从图 2(b)可以发现，投加未灭菌发酵污泥的体系的产酸速率略高于投加未灭菌发酵污泥的体系，这也说明未灭菌发酵污泥的投加向系统中引入了一定量的产酸菌群，从而促进了产酸速率. 但是投加未灭菌发酵污泥的体系，在后期VFAs量的损失远远大于投加灭菌发酵污泥的体系，VFAs损失的现象同样出现在Jiang等^[19]的研究中，原因可能是投加未灭菌发酵污泥的体系中酸消耗菌含量也相对较大所以消耗量远大于有机物酸化产生的量.

整体而言，与污泥水解释放有机物不同，酸化过程持续存在于整个发酵过程中，并且速率小于污泥的水解过程. 这就说明碱处理作为一种污泥预处理手段，在短短几小时内，水解能得到大量的大分子有机物(主要是蛋白质，碳水化合物等)，只有适当延长发酵时间才能将这类复杂的有机物在产酸菌的作用下转化为VFAs类物质. 但发酵时间又不能太长，以免造成VFAs的损失. 2.3 中低温条件下各体系中溶出物的分布 2.3.1 各体系中有机物的分布

污泥在碱性厌氧条件下溶出的有机物主要有蛋白质、 碳水化合物、 VFAs和脂类等，其中脂类的含量较小，所以试验中不进行单独测定. 图 3(a)为各体系中有机物的组成及含量，图 3(b)为各有机物所占SCOD的质量分数，各溶解态的有机物含量分别以COD含量计. 水解产物中的蛋白质和碳水化合物可以作为产酸微生物的底物从而转化为VFAs，据报道碳水化合物是较易被产酸微生物利用的底物，相对而言蛋白质则较难被利用^[20,21]. 所以从图 3中也可以看出，各系统中蛋白质比例远高于碳水化合物，但这也跟污泥组成有关，据报道活性污泥中蛋白质约41%，碳水化合物约14% ^[22]. 由于碳水化合物所占的比例较小，所以大量的VFAs来源于蛋白质的水解酸化. 在低温条件下，各体系中蛋白质占了较大比例(>40%)，但VFAs产量较低(<15 mg ·g^-1). 中温条件下，投加灭菌发酵污泥体系及投加未灭菌发酵污泥体系中的蛋白质所占比例均小于30%，但VFAs比例高达45%，这说明中温条件下污泥溶出的蛋白质被大量转化为了VFAs，而未投加发酵污泥的体系，蛋白质含量仍达43%，VFAs含量也相对较低.

图 3 中低温条件下各反应体系中有机物的组成及质量分数 Fig. 3COD composition and mass fraction in different systems under 10℃and 35℃

氨磷是伴随有机物溶出而释放的，释放的多少与污泥的水解酸化程度有关. NH⁺₄主要来源于蛋白质水解酸化^[3]，PO^3-₄来源于污泥细胞内多聚磷酸盐的水解^[23]. 如图 4(a)所示，投加灭菌发酵污泥的体系NH⁺₄含量最高(45.2 mg ·g^-1)，说明体系中蛋白质的水解酸化程度加大了，这也与VFAs的较大产量相对应. 同时由于是在碱性条件下，NH⁺₄有相当一部分会转化为NH₃，所以使得溶液中的NH⁺₄含量比理论计算值要小^[24]. 对于PO^3-₄而言，由于Ca(OH)₂的调节作用，在很大程度上生成Ca₃(PO₄)₂、 Ca₅(PO₄)₃OH等沉淀^[25]，使得系统中的PO^3-₄-P小于1.5 mg ·g^-1，并且中温条件下，投加灭菌发酵污泥和投加未灭菌发酵污泥的两个体系中PO^3-₄ 含量更小(<0.5 mg ·g^-1)，主要原因是中温条件下产生了较大量的VFAs，使得体系中的pH 降低得较多，为维持体系pH在10，需要投加更多的Ca(OH)₂，从而使得Ca²⁺和PO^3-₄的沉淀量更大.

图 4 中低温条件下各反应体系中氨氮含量及磷酸盐含量 Fig. 4 Content of NH+4 and PO3-4 in different systems under 10℃and 35℃

(1)中温有利于污泥的水解酸化，能将更多的蛋白质转化为VFAs.

(2)投加灭菌发酵污泥和投加未灭菌发酵污泥，这两种方式均能促进污泥的水解酸化程度，尤其对水解的作用效果更明显. 投加灭菌发酵污泥是引入大量的可供水解的底物，未灭菌发酵污泥的引入能增加产酸菌的量.

(3)中温条件投加灭菌处理后发酵污泥不仅能快速水解酸化污泥而且使VFAs稳定积累而不被消耗，相对投加未灭菌发酵污泥的方式是一种更好的促进污泥碱性发酵产酸的方式.