隨著我國城市污水處理率的提高，城市污泥處理處置問題日益凸顯.污泥厭氧發酵產揮發性脂肪酸是實現污泥減量和資源化利用的一條新途徑.通過厭氧微生物的作用，將污泥中的復雜有機物通過水解和酸化反應轉化為揮發性脂肪酸，發酵后的酸產品經提取后可作為化學原材料.目前最為關注的是將VFA直接用作污水生物脫氮除磷工藝的補充碳源，解決城市污水處理廠脫氮除磷提標改造所面臨的碳源缺乏的難題.
為了提高污泥發酵產酸效率，研究人員已從各個方面進行了研究，包括預處理、馴化接種、pH調控、C/N比調控、停留時間調控等.由于污泥有機成分復雜、不易被發酵產酸微生物所利用，成為阻礙城市污泥厭氧發酵產酸的主要因素.熱堿預處理可以破壞污泥中微生物細胞結構，提高污泥液相中溶解性有機物的含量，最終提高揮發性脂肪酸的產率.此外，pH也是影響污泥厭氧發酵產酸的重要因素.
總體上，污泥發酵產酸這一領域的研究逐漸系統、深入，但以往研究絕大多數都是基于序批式的搖瓶發酵試驗，尚未見到在精密控制的發酵罐中以預處理污泥為底物的發酵工藝研究.因此，本文通過設計熱堿預處理-半連續發酵產酸工藝，在30 L規模的自動發酵罐上進行污泥發酵產酸實驗，旨在考察：
?、傥勰酂釅A預處理后半連續流厭氧發酵的產酸效果;
?、趐H調控對污泥半連續流發酵產酸的影響;
?、墼u估污泥發酵產酸液用作污水處理(chǔ lǐ)廠脫氮除磷碳源的可行性.
2 材料與方法
2.1 污泥來源
污泥為無錫市某生活污水處理廠的脫水污泥，污泥取回后用自來水稀釋成75 g ? L-1的泥漿，并放于4 ℃冰箱儲存備用.污泥產酸發酵的種泥馴化過程如下：新鮮脫水污泥在104 ℃下加熱2 h，用以殺死產甲烷細菌，然后轉入UASB反應器中進行種泥馴化;營養液配置如下：葡萄糖14.40，酵母膏 3.20，KH2PO4 0.56，MgSO4 ? 7H2O 0.96，NH4Cl 2.40，CaCl2 0.72，NaHCO3 0.96，MnCl2 0.11，FeSO4 ? 7H2O 0.12.溫度35 ℃，UASB反應器采用連續流方式運行，當反應器pH降至4.0以下，就可以判斷種泥馴化成功.
表 1 脫水污泥和種泥的基本理化性質
2.2 實驗裝置
實驗裝置為鎮江東方生物工程設備技術有限責任公司生產的自動機械攪拌不銹鋼發酵罐，發酵罐個數為2個，一個用于進行污泥的預處理(chǔ lǐ)，另一個則進行發酵反應.每個發酵罐的容積為30 L，裝液量為21 L.整個發酵罐配有自控系統，可以實時監測和調控發酵溫度、轉速、pH.工藝流程和發酵罐模式圖如圖 1所示.
圖 1 厭氧產酸發酵罐模式圖和流程圖
2.3 工藝流程
熱堿預處理-半連續流厭氧發酵工藝流程如下：將脫水污泥調制為75 g ? L-1計)，然后用泵打入預處理罐進行熱堿預處理.預處理條件為：溫度為℃，用20 mol ? L-1 NaOH 調pH為11.0，反應時間2 h.預處理后的污泥冷卻至室溫后泵入發酵罐進行產酸反應，種泥的接種量為30%，發酵罐裝液量為21 L，SRT為10 d，采用半連續流方式運行，即每2 d天排出4.2 L發酵后污泥，而后泵入4.2 L預處理污泥.用20 mol ? L-1 HCl和20 mol ? L-1 NaOH調節罐內pH值.
2.4 測試方法
取排出后的污泥進行各項指標分析.p
H、T
S、V
S、T
N、TP和NH+4-N等常見指標采用標準方法測得.發酵后污泥以10000 r ? min-1的速度離心10 min，然后將上清液通過0.45 μm的針頭式過濾器過濾，過濾后的液體存放于4 ℃冰箱，用于測量SCO
D、溶解性蛋白質、溶解性多糖、T
N、T
P、NH+4-N和VFA.
VFA采用氣相色譜法測定.測量儀器為島津公司生產的2010型氣相色譜，主要配置：AOC-20i自動進樣器、FID檢測器、PEG-20M色譜柱;采用一階程序升溫，初溫80 ℃，保持3 min，然后以15 ℃ ? min-1的速率升至200 ℃，保持2 min.載氣為氮氣，吹尾流量30 mL ? min-1.進樣室和檢測器的溫度都設為250 ℃.
用快速消解法測定溶解性化學需氧量.用苯酚-硫酸法測定溶解性多糖，考馬斯亮藍G250染色法測定溶解性蛋白質.用氯仿、甲醇超聲提取污泥中的脂類物質，50 ℃干燥至恒重，并用重量法測定.
3 結果與討論
3.1 預處理及發酵對污泥性質的影響
預處理前后及發酵后污泥的性質變化如表 2所示.污泥經過2 h的熱堿處理后，SCOD從2923.08 mg ? L-1上升為30884.62 mg ? L-1，比預處理前提高了9.57倍.污泥經發酵后，SCOD上升至31120.08 mg ? L-1.SCOD反映了污泥的水解情況，從SCOD的變化可以看出，經過熱堿預處理后，污泥中有機物從固相轉移到液相并發生水解作用.但污泥發酵后SCOD只有輕微的上升，說明污泥中的有機質主要在預處理階段被釋放，而發酵階段變化不大.
表 2 預處理和發酵對污泥性質的影響
蛋白質和多糖的變化趨勢與SCOD一致，預處理后蛋白質和多糖濃度分別提高了55.43倍和5.88倍.但發酵后污泥發酵液中的蛋白質濃度大幅下降，從9341.67 mg ? L-1 降至2108.86 mg ? L-1，這是蛋白質被產酸菌用作底物轉化為有機酸所致.多糖發酵后有少量下降，從2240.01 mg ? L-1下降到2111.95 mg ? L-1，說明污泥產酸發酵過程中，污泥蛋白質是產酸發酵的主要底物來源.導致這一現象的原因比較復雜，可能跟蛋白質初始濃度較高有關，也可能跟厭氧產酸微生物種群有關.
預處理后TN濃度從213.85 mg ? L-1上升到2089.75 mg ? L-1，熱堿預處理使總氮濃度提高了8.77倍，發酵后TN濃度為2725.96 mg ? L-1，略有上升.預處理后TP濃度從434.89 mg ? L-1上升到508.44 mg ? L-1，發酵后TP濃度下降到265.15 mg ? L-1，可能是堿性條件下磷酸鹽發生沉淀導致TP濃度下降.可以看出，TN和TP的變化趨勢(variation tendency)和SCOD相同，預處理前后變化較大，而發酵的影響較小.預處理和發酵對污泥TSS和VSS的影響和其它指標相同.綜上所述，熱堿預處理對污泥有機物釋放的影響非常顯著，大幅提高了溶解性有機物濃度，是促進污泥厭氧發酵產酸的主要原因.
3.2 pH調控污泥半連續流厭氧發酵的產酸效果
污泥熱堿預處理后在發酵罐中的產酸結果如圖 2所示，整個發酵經歷了啟動、偏中性發酵、堿性(alkaline)發酵3個階段.反應初期以序批式運行方式啟動厭氧發酵罐，啟動后1周發酵罐內酸產量趨于穩定，平均總酸產率值為422 mg ? g-1計，下同)，之后采用半連續方式運行發酵罐.啟動階段因為種泥接種量大并殘留有少量馴化階段的葡萄糖，因此，總酸產量比較高.在半連續運行階段，前34 d在pH為6.5條件下運行發酵罐，待產酸穩定后將pH調至10.0，半連續發酵實驗共進行了78 d.
圖 2 發酵過程中總揮發性脂肪酸產率及半連續流階段有機酸構成比
pH為6.5和pH為10.0條件下平均揮發性脂肪酸濃度分別為15.15 g ? L-1和11.39 g ? L-1，其對應產率分別為333.29 mg ? g-1和250.64 mg ? g-1.從產酸效果來看，pH為6.5時產酸更穩定，且產量相對較高.根據陳銀廣等的研究，污泥在堿性條件下更有利于產酸發酵，但本研究結果和以往結果略有不同.這是因為水解反應是污泥產酸發酵的限速步驟，而堿性條件下發酵有利于有機物水解，大量有機物的釋放和水解為產酸菌提供了充足的底物，因此，堿性條件下的發酵產酸效果優于中性或酸性pH條件.而本研究中，污泥先經過了熱堿預處理，污泥中有機物已經得到充分釋放.但對于單純的微生物產酸反應來說，中性pH條件更有利于產酸微生物的生長.因此，在pH為6.5時的有機酸產率高于pH為10.0時的有機酸產率.Cotter等以分離純化的同型產乙酸菌為實驗對象，發現在中性pH 條件下產酸菌具有更高的活性.Huang等比較了不同pH條件下發酵污泥的微生物多樣性，結果表明，極堿性條件下的微生物多樣性明顯少于弱堿性和中性條件下的微生物多樣性.
圖 2b顯示了兩種pH條件下有機酸發酵產物的構成.從結果來看，堿性和中性條件下的有機酸產物都以乙酸為主，pH為6.5時，乙酸占50.05%，而pH為10.0時，乙酸占59.41%，說明堿性條件更適合產乙酸.中性和堿性條件下丙酸、丁酸、戊酸的比例分別為15.97%、24.94%、9.04%和8.07%、28.73%、3.79%.以上結果說明，中性pH發酵有利于丙酸和戊酸的積累，而pH對丁酸的影響不大.Horiuchi等研究了連續流條件下pH調控污水發酵產有機酸，結果表明，在酸性和中性條件下，主要的發酵酸產物是丁酸，當pH從5.0提高到8.0時，有機酸產物由丁酸占主導轉變為乙酸和丙酸占主導，和本文有所不同.這可能（maybe)是因為其發酵基質主要成分是葡萄糖，而本研究以預處理污泥為發酵底物，其主要成分是蛋白質，這可能是導致pH調控下產酸效果不同的原因.
總之，氫離子濃度指數是影響(influence)污泥發酵產酸特征的最重要因素之一，但其機理比較復雜，可以通過(tōng guò)改變產酸微生物的種群結構、產酸菌（fungus)的代謝途徑及產物的形態等方式影響污泥產酸結果.
3.3 pH對污泥發酵過程中SCO
D、溶解性蛋白質與多糖的影響
為了解污泥產酸發酵又稱酦酵的底物變化情況，測定了發酵液的SCO
D、溶解性蛋白質和多糖的變化，結果見圖 3.整個發酵過程中發酵液的SCOD值總體穩定，說明發酵罐運行狀況良好.在半連續流發酵初期，SCOD波動較大，可能是因為發酵罐從序批式狀態進入半連續流運行狀態，導致發酵罐稍有波動.pH為6.5時，SCOD平均值為32310.63 mg ? L-1，pH為10.0時，平均值為30240.10 mg ? L-1，兩者基本接近，不同pH條件下發酵液中的SCOD相差不大.
污泥經預處理(chǔ lǐ)后，大部分蛋白質和多糖都被溶解到液相中，溶解性蛋白質和多糖的濃度分別為5774 mg ? L-1和3319 mg ? L-1，供發酵過程中的水解菌和產酸菌利用.pH為6.5時發酵液中的蛋白質、多糖均比pH為10.0時少，可能是因為堿性發酵促使污泥蛋白質、多糖的進一步釋放(release)，而堿性條件下的產酸作用較弱，導致蛋白質、多糖的積累.
圖 3 半連續發酵過程中的SCO
D、溶解性蛋白質和多糖的變化情況
3.4 pH對污泥發酵過程中氮、磷變化的影響
發酵過程中污泥發酵液總氮、氨氮和總磷的變化如圖 4所示.可以看出，發酵pH為6.5時，TN和TP的平均濃度分別為2812 mg ? L-1和286 mg ? L-1;而pH為10.0時，TN和TP的平均濃度分別為2665 mg ? L-1和284 mg ? L-1，兩種pH條件下TN和TP差別不大.但兩種pH條件對氨氮濃度影響較大，發酵pH為6.5時，發酵液中氨氮濃度比較高，平均濃度為1411.04 mg ? L-1，而pH為10.0時，氨氮平均濃度降低至534.43 mg ? L-1，這是因為銨根離子在堿性pH條件下轉化為氨氣所致.TN和TP發酵過程的變化說明熱堿預處理后污泥中的氮磷元素基本釋放，熱堿預處理的水解效果良好，發酵罐運行穩定.
圖 4 發酵濾液中的氮磷濃度
3.5 污泥產酸發酵液作碳源強化污水脫氮除磷的質量衡算
近年來，國內污水處理(chǔ lǐ)廠正進行大規模的提標改造，氮、磷排放標準進一步提高，污水進水碳源不足，特別是冬季可溶解性有機物不足是限制氮、磷達標排放的主要因素，污泥發酵產生的VFA用作強化生物脫氮除磷的碳源有望解決這一問題.本研究以主體工藝為A2/
O、處理量為50000 m3 ? d-1的城市污水處理廠為例，評估了污泥熱堿預處理-半連續流發酵又稱酦酵工藝產生的VFA是否能夠滿足污水處理廠脫氮除磷提標改造的碳源需求，衡算結果如圖 5所示.
圖 5 污泥產酸發酵液回用于污水處理廠提標改造脫氮除磷所需碳(C)源的質量衡算圖
污水處理(chǔ lǐ)廠進行提標改造，氮磷排放標準從一級B提升到一級A，TN和TP的排放標準分別提高5 mg ? L-1和0.5 mg ? L-1，則TN和TP額外去除量分別為250 kg ? d-1和25 kg ? d-1.50000 m3 ? d-1的污水處理廠剩余污泥產量約為40 t ? d-1，根據圖 4結果，經發酵后產生的TN和TP平均濃度分別為2725.96 mg ? L-1和265.15 mg ? L-1.產生的污泥厭氧產酸發酵液經固液分離后，TN和TP去除率為80%，則固液分離后發酵液中TN和TP的量分別為43.6 kg ? d-1和4.24 kg ? d-1.按去除1 mg氮和1 mg磷分別需要3~4 mg COD和20 mg COD計，則因提標改造和去除發酵液回用所帶入的氮、磷所需要的碳源為1465 kg ? d-1.
污水處理廠產生的剩余污泥的VS 比例為60%，因此，污泥VS產量為4.8 t ? d-1，以本研究VFA產率為291.97 mg ? g-1計，則厭氧發酵又稱酦酵可產生VFA碳源1401 kg ? d-1，發酵液固液分離后可得到VFA碳源1331 kg ? d-1.由以上計算可看出，1331 kg ? d-1和1465 kg ? d-1比較接近，可以滿足90.9%的碳源需求，說明污泥厭氧發酵產酸工藝可以基本滿足污水處理廠提標改造脫氮除磷的碳源需求.由于VFA占污泥發酵液中SCOD的比例僅為36.94%，若考慮發酵液中的其他SCOD也可作為碳源用于脫氮除磷，則污泥產酸發酵液完全可以滿足污水處理廠脫氮除磷提標改造的額外碳源需求.
4 結論
1)污泥經過熱堿預處理后，污泥中有機物基本釋放到液相中，濾液中的SCO
D、溶解性蛋白質和多糖濃度大幅增大，而在發酵階段，以上指標變化較小.熱堿預處理對污泥有機物釋放(release)的影響非常顯著，是促進污泥厭氧發酵產酸的主要原因.
2)pH為6.5和pH為10.0條件下平均VFA濃度分別為15.15 g ? L-1和11.39 g ? L-1，其對應產率分別為333.29 mg ? g-1和250.64 mg ? g-1.pH為6.5時產酸更穩定，且產量相對較高.具體參見污水寶商城資料或
3)質量衡算結果表明，當以污泥產酸發酵液作為有機酸碳源回用于污水處理強化脫氮除磷時，VFA所賦存的碳源基本可滿足碳源所需，若加上發酵液中的其他SCOD碳源，則本工藝產生的發酵液可完全滿足污水處理廠的脫氮除磷提標改造的碳源需求.
