熊惠磊，張曉聰，楊海洋，段雙妮，劉海濤，陳選平，張志強，施漢昌，5

（1.北京協(xié)同創(chuàng)新研究院，北京 100094；2.湘南學院，湖南郴州 423099；3.湖南大自然環(huán)?？萍加邢薰?，湖南郴州 423099；4.農(nóng)業(yè)農(nóng)村部規(guī)劃設(shè)計研究院，北京 100125；5.清華大學，北京 100084）

剩余污泥是污水處理廠運行過程中產(chǎn)生的副產(chǎn)物，如未經(jīng)有效處理處置會給環(huán)境和人體健康造成危害〔1〕。在眾多剩余污泥處理處置技術(shù)中，厭氧消化技術(shù)是降解污泥中有機物的一種高效且有潛力的技術(shù)，同時可產(chǎn)生沼氣作為可再生能源〔2〕。

根據(jù)厭氧微生物生長最適溫度，將厭氧消化分為常溫厭氧消化、中溫厭氧消化和高溫厭氧消化。目前研究者們重點關(guān)注中溫厭氧消化（反應(yīng)溫度一般為35 ℃）和高溫厭氧消化（反應(yīng)溫度一般為55 ℃）的產(chǎn)甲烷微生物和產(chǎn)沼氣情況〔3?5〕，對于厭氧消化起始階段產(chǎn)酸過程的研究較少。筆者從污泥顆粒粒徑、顆粒有機物降解、可溶性化學需氧量（SCOD）、揮發(fā)性有機酸（VFAs）及氮磷營養(yǎng)元素溶出的角度開展研究，對中溫和高溫厭氧產(chǎn)酸階段的優(yōu)劣進行綜合對比。

1 試驗部分

1.1 試驗用泥

試驗使用污泥取自北京某污水處理廠轉(zhuǎn)鼓濃縮機出口處，其主要特性見表1。

表1 剩余污泥特性Table 1 Characteristics of excess sludge

由表1可知，MLSS中有機成分比例（MLVSS/MLSS）為67.71%，P-P、P-C和P-L為濃縮污泥中的主要有機物，分別占TCOD 的59.45%、10.96%、18.81%；其中濃縮污泥中的P-L 占比顯著高于國內(nèi)南方地區(qū)污泥的比例〔6〕，可能是由于不同地域的氣候差異和居民生活習慣不同。

1.2 試驗裝置與方法

將6 L 濃縮污泥平均加入到4 個有效容積為1.5 L的玻璃錐形瓶，每2 個錐形瓶為一組，分為中溫組和高溫組。用橡皮塞密封錐形瓶，不控制pH，采用自然馴化產(chǎn)酸菌群。將中溫組和高溫組錐形瓶分別放入2 個搖床，控制搖床轉(zhuǎn)速為170 r/min，溫度分別為35、50 ℃。4 個錐形瓶按一定時間間隔打開橡皮塞取樣檢測，整個試驗過程中反應(yīng)體系并非嚴格厭氧狀態(tài)。

1.3 檢測方法

1.3.1 蛋白質(zhì)和腐殖酸的測定

總蛋白質(zhì)采用分光光度法測定，換算為蛋白質(zhì)系數(shù)（F），即總蛋白質(zhì)含量〔7〕，根據(jù)文獻調(diào)研F取6.25〔8?9〕。

采用三維熒光光譜定性分析溶解性蛋白質(zhì)和腐殖酸〔10〕。溶解性蛋白質(zhì)和腐殖酸的定量測定采用改進Lowry 方法〔11〕。

1.3.2 碳水化合物的測定

溶解性碳水化合物采用苯酚?濃硫酸法測定〔12〕。將泥水混合物（污泥和水解液）用高溫鹽酸預(yù)處理〔13〕，用苯酚?濃硫酸方法測定總糖?？偺菧p去溶解性碳水化合物即顆粒性碳水化合物含量。

1.3.3 脂肪的測定

采用索式提取重量法測定脂肪，溶劑可選擇氯仿或正己烷〔14〕。

1.3.4 揮發(fā)性有機酸的測定

取粗濾、酸化〔15〕和精濾預(yù)處理后的水樣，用氣相色譜（GC）檢測揮發(fā)性有機酸。6890N 氣相色譜儀（安捷倫），氫火焰檢測器（FID），色譜柱為極性柱HP-FFAP（30 m×0.25 mm×0.25 μm），載氣為氮氣（流速40 mL/min），進樣體積1.0 μL，采用不分流模式。

進樣口和檢測器溫度均為250 ℃；根據(jù)檢測需要采用程序升溫，起始溫度70 ℃穩(wěn)定3.5 min，再按升溫步長20 ℃/min 升至180 ℃，在180 ℃穩(wěn)定5 min，整個檢測過程耗時14 min。

1.3.5 其他測定項目

除MLSS、MLVSS、ORP 和DO 外，其余項目均經(jīng)0.45 μm 濾膜過濾后參照《水和廢水監(jiān)測分析方法》〔16〕測定。

2 結(jié)果與討論

2.1 中溫和高溫對污泥粒徑的影響

研究者常用污泥平均粒徑（假定污泥顆粒近似球形）作為指示參數(shù)，表征污泥的物理特性〔17〕，一般認為污泥平均粒徑越小越有利于反應(yīng)的進行。厭氧產(chǎn)酸過程中，污泥粒徑的比例分布如圖1 所示。

圖1 剩余污泥顆粒粒徑分布Fig. 1 Particle size distribution of excess sludge

由圖1 可見，中溫和高溫污泥的粒徑均隨厭氧產(chǎn)酸反應(yīng)時間的延長而減小，反應(yīng)48 h 后高溫和中溫污泥顆粒平均粒徑分別為121、234 μm。高溫條件可促進污泥絮體解離，使污泥顆粒粒徑減小，從而增加微生物與有機物的接觸幾率。高溫條件下MLVSS 的減量率為41.10%，明顯高于中溫條件MLVSS 的減量率（32.69%）。

2.2 中溫與高溫對顆粒性有機物降解的影響

多數(shù)研究者認為酶活性與細菌增長非直接耦合〔18?19〕，有機多聚物水解過程遵循一級反應(yīng)動力學，如式（1）所示。

式中：CX——X類型顆粒性有機物的質(zhì)量濃度，mg/L；

kX——X類型顆粒性有機物水解常數(shù)，h?1；

t——反應(yīng)時間，h。

經(jīng)過演算，式（1）可轉(zhuǎn)化為式（2）。

MLVSS、P-C 和P-P 初 始 值 分 別 為21 356.8、2 369.56、12 850.06 mg/L 時，擬合結(jié)果如表2 所示。

表2 MLVSS、P-C 和P-P 的擬合常數(shù)Table 2 Fitting constants of MLVSS，P-C and P-P

由表2 可見，高溫條件可明顯提高顆粒性有機物的水解常數(shù)，各類顆粒性有機物的水解常數(shù)由大到小依次為kP?C>kMLVSS>kP?P。顆粒性碳水化合物（P-C）更易被微生物降解利用，故P-C 的水解常數(shù)高于P-P。此外，由于污泥成分復(fù)雜（包括P-P、P-C 和死亡微生物等），MLVSS 的水解常數(shù)受這些有機物的影響，介于各顆粒性有機物水解常數(shù)之間。

P-P、P-C 和P-L 是污泥中重要的顆粒性有機物。在中溫、高溫厭氧水解產(chǎn)酸過程中，主要被分解的是P-P 和P-C，P-L 的分解率低于5%（見表3），表明P-L在厭氧水解產(chǎn)酸過程中很難被微生物利用和分解，與一些研究現(xiàn)象類似〔9，20〕。

表3 P-C、P-P 和P-L 的分解率Table 3 Decomposition rates of P-C，P-P and P-L

顆粒性有機物含量可用MLVSS 表征，其中包括PP、P-C、P-L 和未知顆粒性有機物（Other）。通過分析顆粒性有機物的降解比例，可以揭示中溫和高溫產(chǎn)酸過程的降解類型。鑒于厭氧水解產(chǎn)酸過程中P-L 分解率<5%，因此分析過程未考慮P-L。中溫和高溫產(chǎn)酸過程中顆粒性有機物的變化情況如圖2 所示。

圖2 顆粒性有機物的降解情況Fig. 2 Degradation of particulate organic matter

由圖2 可見，中溫產(chǎn)酸過程中，未知顆粒性有機物是MLVSS 中的主要被分解物質(zhì)，其分解比例遠高于PP 和P-C；反應(yīng)48 h 時未知顆粒性有機物、P-P 和P-C 占MLVSS 的分解比例分別為48.14%、40.67%、11.19%，分析原因認為中溫時微生物的多樣性顯著優(yōu)于高溫條件〔21〕，厭氧微生物以未知顆粒性有機物作為底物進行分解代謝和合成代謝。在高溫產(chǎn)酸過程中，反應(yīng)初始階段（0~12 h）降解物以未知顆粒性有機物和P-C 為主，反應(yīng)后期（24~48 h）則為P-P；反應(yīng)48 h 時未知顆粒性有機物、P-P和P-C占MLVSS的分解比例分別為22.99%、62.24%、14.76%。其中未知顆粒性有機物暫不能確定，猜測可能是厭氧產(chǎn)酸過程中活性污泥的微生物破壁后釋放的胞內(nèi)物質(zhì)，有待進一步研究。

中溫條件下P-P 的降解主要發(fā)生在36 h 后，而高溫條件下P-P 的降解發(fā)生在12 h 后，表明高溫條件下蛋白質(zhì)降解菌的活性顯著優(yōu)于中溫條件〔22〕，進一步說明高溫有助于提高顆粒性有機物的降解效率。

2.3 中溫與高溫對溶出SCOD 的影響

水解和酸化是厭氧發(fā)酵的2 個步驟。其中，水解過程的作用為：（1）將復(fù)雜的不溶性物質(zhì)轉(zhuǎn)化成較復(fù)雜的可溶性有機物；（2）將微生物降解的有機多聚物分解為二聚物或單體，這些物質(zhì)可通過細菌的細胞壁和細胞膜并進入水相。因此，水解過程中SCOD 會顯著上升。而酸化過程主要通過多種微生物的共同作用將溶解性有機物轉(zhuǎn)化為許多簡單有機物，包括揮發(fā)性有機酸和乙醇等。由于有機物僅發(fā)生分子形式的變化，因此酸化過程中SCOD 相對保持穩(wěn)定。中溫和高溫條件下厭氧發(fā)酵過程的SCOD 變化如表4 所示。

表4 中溫和高溫厭氧發(fā)酵的SCOD 變化Table 4 SCOD changes in anaerobic fermentation process under mesophilic and thermophilic conditions

由表4 可見，反應(yīng)時間為0~24 h 時，中溫和高溫厭氧發(fā)酵過程的SCOD 一直處于快速增長狀態(tài)；反應(yīng)24 h 后SCOD 保持相對穩(wěn)定。表明中溫和高溫厭氧水解酸化過程存在明顯分界點，0~24 h 屬于水解過程，24~48 h 屬于酸化過程，加之高溫條件下各類顆粒性有機物的水解常數(shù)均高于中溫條件，因此高溫條件下的SCOD 約為中溫條件的2 倍。

SCOD 中除VFAs 外，還可能包含溶解性蛋白質(zhì)、氨基酸和腐殖酸等有機物。采用三維熒光技術(shù)對反應(yīng)48 h 水解液中的可溶性有機物進行定性分析，結(jié)果如圖3 所示。

圖3 污泥水解液的三維熒光譜圖Fig. 3 Three-dimensional fluorescence spectra of sludge hydrolysate

由圖3 可見中溫和高溫水解液中主要存在2 個熒 光 峰：λEx/λEm分別為220/350 的A 峰和275/350 的B 峰。查閱文獻〔23?24〕認為A 峰可能為芳香性蛋白質(zhì)，B 峰可能為色氨酸。

根據(jù)熒光分析并結(jié)合實際檢測結(jié)果，認為SCOD 主要由VFA、HA、溶解性碳水化合物（S-C）、溶解性蛋白質(zhì)（S-P）和未知溶解性有機物組成（見圖4）。其中未知溶解性有機物無法定性，推測該物質(zhì)可能是蛋白質(zhì)或碳水化合物降解過程的中間產(chǎn)物。

圖4 水解液中SCOD 成分Fig. 4 SCOD component in hydrolysate

由圖4 可見，中溫和高溫發(fā)酵過程中，VFA、HA、未知溶解性有機物是三類主要的溶解性有機物，其中VFA 呈增長趨勢，HA 和未知溶解性有機物表現(xiàn)則各有不同。高溫發(fā)酵中，運行12 h 后HA 和未知溶解性有機物濃度下降（此階段VFA 迅速增加），表明中間產(chǎn)物的降解有助于厭氧體系的產(chǎn)酸過程。在中溫條件下，HA 和未知溶解性有機物一直處于積累狀態(tài)。中間產(chǎn)物的“高積累、慢轉(zhuǎn)化”可能是中溫發(fā)酵產(chǎn)酸效果明顯低于高溫條件的原因之一。

2.4 中溫與高溫對VFA 的影響

考察了中溫、高溫條件下VFA 的變化情況，如圖5 所示。

圖5 中溫、高溫厭氧發(fā)酵過程中VFA 的變化Fig. 5 VFA changes in anaerobic fermentation process under mesophilic and thermophilic conditions

由圖5（a）~（d）可見，中溫或高溫厭氧發(fā)酵過程中，乙酸（HAc）始終為含量最高的有機酸。中溫條件下HAc含量隨反應(yīng)時間的延長而增加，48 h 時達到最大值（596.21 mg/L）；而高溫條件下，當反應(yīng)時間為0~24 h，HAc 迅速升高，在24 h 時達到最大值（1 072.04 mg/L），此后隨著反應(yīng)繼續(xù)進行，HAc 略有降低，高溫發(fā)酵終止時HAc 為913.75 mg/L。

中溫發(fā)酵30 h前，丙酸（HPr）含量僅次于HAc，反應(yīng)24 h時達到最大值（155.01 mg/L）；30 h后異戊酸（i-HVa）含量升至第2位，48 h時最大質(zhì)量濃度為216.55 mg/L。高溫發(fā)酵過程中，反應(yīng)12 h 后i?HVa 含量逐步升高，僅次于HAc，48 h 時達到最大值745.75 mg/L。

對比圖5（a）、（b）、（e）、（f）可知，隨著P-C 被大量分解，HAc 和HPr 含量隨之上升，HAc、HPr 與P-C的分解存在一定相關(guān)性〔25〕；當大量P-P 被降解后，異丁酸（i-HBu）和i-HVa 明顯增加，中溫體系中的乙酸含量也上升，這是因為氨基酸在分解為戊酸、丁酸和丙酸的同時也會產(chǎn)生乙酸〔26〕。

2.5 中溫與高溫對氮、磷溶出的影響

氮元素是構(gòu)成微生物體的重要元素之一，在污泥厭氧發(fā)酵過程中大量氮元素以氨氮形式釋放到水相中。中溫及高溫條件下氮的溶出情況如圖6（a）所示。

圖6 氮元素的溶出量（a）及其與P-P 分解量之間的關(guān)系（b、c）Fig. 6 Dissolution of nitrogen（a）and relationship with P-P decomposition（b，c）

由圖6（a）可見，0~12 h 期間高溫和中溫發(fā)酵體系的氨氮溶出量非常接近，但高溫條件下的TN 比中溫TN 高得多，表明高溫體系中大量含氮有機物被釋放出來；12~48 h 期間，高溫體系的氨氮和TN 含量增多，與中溫體系的氮溶出量的差距逐漸增大，應(yīng)該與高溫條件下更多顆粒性蛋白質(zhì)（P-P）被降解有關(guān)，推測氮元素的釋放與P-P 降解存在某種關(guān)聯(lián)。此外，發(fā)現(xiàn)氨氮增量與P-P 分解量之間存在較好的線性相關(guān)性〔見圖6（b）、（c）〕，建立氨氮增加量與P-P 分解量的關(guān)系式，如式（3）所示。

式中：y——t時刻P-P 分解量，mg/L；

x——t時刻氨氮的增加量，mg/L；

β——轉(zhuǎn)化因子。

圖6（b）、（c）中，中溫和高溫條件下的β分別為4.67、8.30，說明高溫環(huán)境中蛋白質(zhì)分解產(chǎn)生的多肽和氨基酸被微生物進一步轉(zhuǎn)化為氨氮和VFAs，未出現(xiàn)明顯的中間產(chǎn)物積累；而中溫條件下水解液中含有相當比例的未知溶解性有機物（可能是蛋白質(zhì)分解中間產(chǎn)物），中間產(chǎn)物的積累導(dǎo)致微生物分解蛋白質(zhì)能力下降，僅有少量蛋白質(zhì)被微生物分解和利用。

由于活性污泥中存在可作菌種的產(chǎn)酸微生物，以及作為基質(zhì)的被分解微生物，因此試驗采用自然馴化方式進行厭氧產(chǎn)酸。當被分解微生物死亡后，其體內(nèi)磷元素進入水相作為產(chǎn)酸微生物的基質(zhì)，供產(chǎn)酸微生物新陳代謝。考察了中溫、高溫發(fā)酵過程中磷元素溶出量及MLVSS 減量情況，如圖7 所示。

圖7 磷元素溶出量及MLVSS 減量情況Fig. 7 Changes in phosphorus leaching and reduction of MLVSS

由圖7（a）可見，高溫發(fā)酵0~12 h 時磷酸鹽和TP迅速升高，表明磷的溶出速率大于磷利用速率，此階段以污泥水解為主；12~48 h 時，磷酸鹽和TP 明顯降低，表明磷的溶出速率小于磷利用速率，此階段以污泥產(chǎn)酸微生物自身增殖為主。在中溫發(fā)酵體系中，磷酸鹽和TP 始終呈上升趨勢，可能是中溫環(huán)境中產(chǎn)酸微生物活性較低且繁殖速率緩慢所致。

厭氧發(fā)酵體系中磷元素的來源主要為活性污泥本身，因此可通過計算污泥TP 的釋放量估算MLVSS減少量。活性污泥通式為C118H170O51N17P，1 g 活性污泥含有0.01 g 磷原子〔27〕，當水解液中的TP 發(fā)生變化時，可判斷（非）產(chǎn)酸微生物處于死亡或倍增狀態(tài)。鑒于精確測定污泥體系的微生物含量變化非常困難，實際應(yīng)用時常用MLVSS 代替，如式（4）所示。

式中：w——估算MLVSS 減量比，%；

ct——t時刻水解液中的TP，mg/L；

c0——0 時刻水解液中的TP，mg/L；

c'0——0 時刻污泥中TP 的估算值，174.58 mg/L。

MLVSS 減量比的實測值與估算值如圖7（b）所示。高溫發(fā)酵時，0~12 h 內(nèi)MLVSS 減量比的實測值與估算值非常接近，此階段污泥以水解為主，TP 隨之溶出；12 h 后MLVSS 減量比的實測值與估算值差距逐漸增大，此階段污泥以產(chǎn)酸為主，即產(chǎn)酸微生物利用溶出的磷元素進行自身增殖。中溫環(huán)境中，MLVSS 減量比的實測值與估算值差距較大，表明TP變化不用于估算中溫發(fā)酵時的MLVSS 變化。

3 結(jié)論

（1）高溫厭氧發(fā)酵可顯著促進污泥絮體的解離，使污泥顆粒粒徑減小，增加微生物反應(yīng)機率并提高反應(yīng)效率。

（2）厭氧發(fā)酵過程中MLVSS、顆粒性碳水化合物和顆粒性蛋白質(zhì)的水解過程均遵循一級反應(yīng)動力學，且高溫水解速率常數(shù)顯著高于中溫水解速率常數(shù)。

（3）厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸液中的未知溶解性有機物可能是蛋白質(zhì)或碳水化合物降解過程的中間產(chǎn)物，此類物質(zhì)積累多、轉(zhuǎn)化慢，可能是中溫發(fā)酵產(chǎn)酸效果明顯低于高溫條件的原因之一。

（4）高溫發(fā)酵獲得的VFA 約為中溫時的2 倍，且高溫發(fā)酵產(chǎn)酸液VFAs 中大分子質(zhì)量有機酸的濃度和比例更高。