随着我国城市污水处理率的提高，城市污泥处理处置问题日益凸显.污泥厌氧发酵产挥发性脂肪酸(VFA)是实现污泥减量和资源化利用的一条新途径(Feng et al., 2009; Lee et al., 2014).通过厌氧微生物的作用，将污泥中的复杂有机物通过水解和酸化反应转化为挥发性脂肪酸，发酵后的酸产品经提取后可作为化学原材料(Agler et al., 2011).目前最为关注的是将VFA直接用作污水生物脱氮除磷工艺的补充碳源(Jiang et al., 2007；Lu et al., 2006)，解决城市污水处理厂脱氮除磷提标改造所面临的碳源缺乏的难题.

为了提高污泥发酵产酸效率，研究人员已从各个方面进行了研究，包括预处理、驯化接种、pH调控、C/N比调控、停留时间调控等(Huang et al., 2014；刘和等，2010).由于污泥有机成分复杂、不易被发酵产酸微生物所利用，成为阻碍城市污泥厌氧发酵产酸的主要因素.热碱预处理可以破坏污泥中微生物细胞结构，提高污泥液相中溶解性有机物的含量，最终提高挥发性脂肪酸的产率.此外，pH也是影响污泥厌氧发酵产酸的重要因素(Chen et al., 2007).

总体上，污泥发酵产酸这一领域的研究逐渐系统、深入，但以往研究绝大多数都是基于序批式的摇瓶发酵试验，尚未见到在精密控制的发酵罐中以预处理污泥为底物的发酵工艺研究.因此，本文通过设计热碱预处理-半连续发酵产酸工艺，在30 L规模的自动发酵罐上进行污泥发酵产酸实验，旨在考察：①污泥热碱预处理后半连续流厌氧发酵的产酸效果；②pH调控对污泥半连续流发酵产酸的影响；③评估污泥发酵产酸液用作污水处理厂脱氮除磷碳源的可行性.

污泥为无锡市某生活污水处理厂的脱水污泥，污泥取回后用自来水稀释成75 g · L^-1(以TS计)的泥浆，并放于4 ℃冰箱储存备用.污泥产酸发酵的种泥驯化过程如下：新鲜脱水污泥(75 g · L^-1)在104 ℃下加热2 h，用以杀死产甲烷细菌(Logan et al., 2002)，然后转入UASB反应器(有效容积2 L)中进行种泥驯化；营养液配置如下(g · L^-1)：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.温度35 ℃，UASB反应器采用连续流方式运行，当反应器pH降至4.0以下，就可以判断种泥驯化成功(郭磊等，2008).

表 1(Table 1)

表 1 脱水污泥和种泥的基本理化性质 Table 1 Characteristics of dewatered sludge and seed sludge

表 1 脱水污泥和种泥的基本理化性质 Table 1 Characteristics of dewatered sludge and seed sludge 污泥类型 含固率 VS pH SCOD/(mg·L-1) 蛋白质 多糖 脂类 注：“ ”表示未测定；蛋白质、多糖、脂类含量均以VS计. 脱水污泥 15.43%±0.80% 60.60%±2.62% 6.60±0.08 56.55% 6.73% 0.25% 种泥 10.98%±0.05% 65.29%±1.37% 3.92±0.01 71381.54

实验装置为镇江东方生物工程设备技术有限责任公司生产的自动机械搅拌不锈钢发酵罐(GUJS-30C型)，发酵罐个数为2个，一个用于进行污泥的预处理，另一个则进行发酵反应.每个发酵罐的容积为30 L，装液量为21 L.整个发酵罐配有自控系统，可以实时监测和调控发酵温度、转速、pH.工艺流程和发酵罐模式图如图 1所示.

图 1(Fig. 1)

图 1 厌氧产酸发酵罐模式图和流程图 Fig. 1 Anaerobic fermentation tank model and process flow diagram

热碱预处理-半连续流厌氧发酵工艺流程如下(图 1)：将脱水污泥调制为75 g · L^-1(以每L泥浆中的TS(g)计)，然后用泵打入预处理罐进行热碱预处理.预处理条件为：温度为(90±1)℃，用20 mol · L^-1 NaOH 调pH为11.0(21 L污泥需约262.5 mL的20 mol · L^-1 NaOH溶液)，反应时间2 h.预处理后的污泥冷却至室温后泵入发酵罐进行产酸反应，种泥的接种量为30%(体积分数)，发酵罐装液量为21 L，SRT为10 d，采用半连续流方式运行，即每2 d天排出4.2 L发酵后污泥，而后泵入4.2 L预处理污泥.用20 mol · L^-1 HCl和20 mol · L^-1 NaOH调节罐内pH值.

取排出后的污泥进行各项指标分析.pH、TS、VS、TN、TP和NH⁺₄-N等常见指标采用标准方法测得(魏复盛，2002).发酵后污泥以10000 r · min^-1的速度离心10 min，然后将上清液通过0.45 μm的针头式过滤器过滤，过滤后的液体存放于4 ℃冰箱，用于测量SCOD、溶解性蛋白质、溶解性多糖、TN、TP、NH⁺₄-N和VFA.

VFA采用气相色谱法测定.测量仪器为岛津公司生产的2010型气相色谱，主要配置：AOC-20i自动进样器、FID检测器、PEG-20M色谱柱(30 m×0.32 mm×0.5 μm，大连中北分析仪器)；采用一阶程序升温，初温80 ℃，保持3 min，然后以15 ℃ · min^-1的速率升至200 ℃，保持2 min.载气为氮气，吹尾流量30 mL · min^-1.进样室(SPL)和检测器(FID)的温度都设为250 ℃.

用快速消解法测定溶解性化学需氧量(SCOD)(魏复盛，2002).用苯酚-硫酸法测定溶解性多糖(DuBois et al., 1956)，考马斯亮蓝G250染色法测定溶解性蛋白质(Bradford，1976).用氯仿、甲醇超声提取污泥中的脂类物质，50 ℃干燥至恒重，并用重量法测定(Bligh et al.，1959).

预处理前后及发酵后污泥的性质变化如表 2所示.污泥经过2 h的热碱处理后，SCOD从2923.08 mg · L^-1上升为30884.62 mg · L^-1，比预处理前提高了9.57倍.污泥经发酵后(pH为6.5和10.0，温度35 ℃)，SCOD上升至31120.08 mg · L^-1.SCOD反映了污泥的水解情况，从SCOD的变化可以看出，经过热碱预处理后，污泥中有机物从固相转移到液相并发生水解作用.但污泥发酵后SCOD只有轻微的上升，说明污泥中的有机质主要在预处理阶段被释放，而发酵阶段变化不大.

表 2(Table 2)

表 2 预处理和发酵对污泥性质的影响 Table 2 Influences of pretreatment and anaerobic fermentation on the characteristics of sludge

表 2 预处理和发酵对污泥性质的影响 Table 2 Influences of pretreatment and anaerobic fermentation on the characteristics of sludge 取样时间 TSS/ (g·L-1) VSS SCOD/ (mg·L-1) 溶解性蛋白质/(mg·L-1) 溶解性多糖/(mg·L-1) TN/ (mg·L-1) TP/ (mg·L-1) 注：VSS含量以TS计. 预处理前 75.39 60.60% 2923.08 165.56 325.78 213.85 434.89 预处理后 54.38 44.26% 30884.62 9341.67 2240.01 2089.75 508.44 发酵后 42.63 41.10% 31120.08 2105.86 2111.95 2725.96 265.15

蛋白质和多糖的变化趋势与SCOD一致，预处理后蛋白质和多糖浓度分别提高了55.43倍和5.88倍.但发酵后污泥发酵液中的蛋白质浓度大幅下降，从9341.67 mg · L^-1 降至2108.86 mg · L^-1，这是蛋白质被产酸菌用作底物转化为有机酸所致.多糖发酵后有少量下降，从2240.01 mg · L^-1下降到2111.95 mg · L^-1，说明污泥产酸发酵过程中，污泥蛋白质是产酸发酵的主要底物来源.导致这一现象的原因比较复杂，可能跟蛋白质初始浓度较高有关，也可能跟厌氧产酸微生物种群有关(Yuan et al., 2006).

预处理后TN浓度从213.85 mg · L^-1上升到2089.75 mg · L^-1，热碱预处理使总氮浓度提高了8.77倍，发酵后TN浓度为2725.96 mg · L^-1，略有上升.预处理后TP浓度从434.89 mg · L^-1上升到508.44 mg · L^-1，发酵后TP浓度下降到265.15 mg · L^-1，可能是碱性条件下磷酸盐发生沉淀导致TP浓度下降.可以看出，TN和TP的变化趋势和SCOD相同，预处理前后变化较大，而发酵的影响较小.预处理和发酵对污泥TSS和VSS的影响和其它指标相同.综上所述，热碱预处理对污泥有机物释放的影响非常显著(Yuan et al., 2006)，大幅提高了溶解性有机物浓度，是促进污泥厌氧发酵产酸的主要原因.

污泥热碱预处理后在发酵罐中的产酸结果如图 2所示，整个发酵经历了启动、偏中性发酵、碱性发酵3个阶段.反应初期以序批式运行方式启动厌氧发酵罐，启动后1周发酵罐内酸产量趋于稳定，平均总酸产率值为422 mg · g^-1(以每g VS产COD量(mg)计，下同)，之后采用半连续方式运行发酵罐.启动阶段因为种泥接种量大(为30%)并残留有少量驯化阶段的葡萄糖，因此，总酸产量比较高.在半连续运行阶段，前34 d在pH为6.5条件下运行发酵罐，待产酸稳定后将pH调至10.0，半连续发酵实验共进行了78 d(发酵罐的调控运行方法见2.2节和2.3节).

图 2(Fig. 2)

图 2 发酵过程中总挥发性脂肪酸产率(a)及半连续流阶段有机酸构成比(b) Fig. 2 Production of VFA(a)in anaerobic tank and the composition(b)during semi-continuous flow fermentation process

pH为6.5和pH为10.0条件下平均挥发性脂肪酸浓度分别为15.15 g · L^-1和11.39 g · L^-1，其对应产率分别为333.29 mg · g^-1和250.64 mg · g^-1.从产酸效果来看，pH为6.5时产酸更稳定，且产量相对较高.根据陈银广等的研究(Chen et al., 2007)，污泥在碱性条件下更有利于产酸发酵，但本研究结果和以往结果略有不同.这是因为水解反应是污泥产酸发酵的限速步骤，而碱性条件下发酵有利于有机物水解，大量有机物的释放和水解为产酸菌提供了充足的底物，因此，碱性条件下的发酵产酸效果优于中性或酸性pH条件.而本研究中，污泥先经过了热碱预处理，污泥中有机物已经得到充分释放.但对于单纯的微生物产酸反应而言，中性pH条件更有利于产酸微生物的生长(Drake et al., 2008).因此，在pH为6.5时的有机酸产率高于pH为10.0时的有机酸产率.Cotter等(2009)以分离纯化的同型产乙酸菌为实验对象，发现在中性pH 条件下产酸菌具有更高的活性.Huang等(2014)比较了不同pH条件下发酵污泥的微生物多样性，结果表明，极碱性(pH=10~11)条件下的微生物多样性明显少于弱碱性(pH=8~9)和中性条件下的微生物多样性.

图 2b显示了两种pH条件下有机酸发酵产物的构成.从结果来看，碱性和中性条件下的有机酸产物都以乙酸为主，pH为6.5时，乙酸占50.05%，而pH为10.0时，乙酸占59.41%，说明碱性条件更适合产乙酸.中性和碱性条件下丙酸、丁酸、戊酸的比例分别为15.97%、24.94%、9.04%和8.07%、28.73%、3.79%.以上结果说明，中性pH发酵有利于丙酸和戊酸的积累，而pH对丁酸的影响不大.Horiuchi等(2002)研究了连续流条件下pH调控污水发酵产有机酸，结果表明，在酸性和中性条件下，主要的发酵酸产物是丁酸，当pH从5.0提高到8.0时，有机酸产物由丁酸占主导转变为乙酸和丙酸占主导，和本文有所不同.这可能是因为其发酵基质主要成分是葡萄糖，而本研究以预处理污泥为发酵底物，其主要成分是蛋白质，这可能是导致pH调控下产酸效果不同的原因.

总之，pH值是影响污泥发酵产酸特征的最重要因素之一，但其机理比较复杂，可以通过改变产酸微生物的种群结构、产酸菌的代谢途径及产物(氨和游离态VFA)的形态等方式影响污泥产酸结果(刘和等，2009).

为了解污泥产酸发酵的底物变化情况，测定了发酵液的SCOD、溶解性蛋白质和多糖的变化，结果见图 3.整个发酵过程中发酵液的SCOD值总体稳定，说明发酵罐运行状况良好.在半连续流发酵初期，SCOD波动较大，可能是因为发酵罐从序批式状态进入半连续流运行状态，导致发酵罐稍有波动.pH为6.5时，SCOD平均值为32310.63 mg · L^-1，pH为10.0时，平均值为30240.10 mg · L^-1，两者基本接近，不同pH条件下发酵液中的SCOD相差不大.

污泥经预处理后，大部分蛋白质和多糖都被溶解到液相中，溶解性蛋白质和多糖的浓度分别为5774 mg · L^-1和3319 mg · L^-1，供发酵过程中的水解菌和产酸菌利用.pH为6.5时发酵液中的蛋白质、多糖均比pH为10.0时少，可能是因为碱性发酵促使污泥蛋白质、多糖的进一步释放，而碱性条件下的产酸作用较弱(图 2a)，导致蛋白质、多糖的积累.

图 3(Fig. 3)

图 3 半连续发酵过程中的SCOD(a)、溶解性蛋白质和多糖(b)的变化情况 Fig. 3 Variation of(a)SCOD and (b)soluble protein and soluble polysaccharide during fermentation process

发酵过程中污泥发酵液总氮、氨氮和总磷的变化如图 4所示.可以看出，发酵pH为6.5时，TN和TP的平均浓度分别为2812 mg · L^-1和286 mg · L^-1;而pH为10.0时，TN和TP的平均浓度分别为2665 mg · L^-1和284 mg · L^-1，两种pH条件下TN和TP差别不大.但两种pH条件对氨氮浓度影响较大，发酵pH为6.5时，发酵液中氨氮浓度比较高，平均浓度为1411.04 mg · L^-1(占TN的50.52%)，而pH为10.0时，氨氮平均浓度降低至534.43 mg · L^-1(占TN的19.52%)，这是因为铵根离子在碱性pH条件下转化为氨气所致(Yu et al., 2013).TN和TP发酵过程的变化说明热碱预处理后污泥中的氮磷元素基本释放，热碱预处理的水解效果良好，发酵罐运行稳定.

图 4(Fig. 4)

图 4 发酵滤液中的氮磷浓度 Fig. 4 Concentration of N and P in the fermentation liquid

近年来，国内污水处理厂正进行大规模的提标改造，氮、磷排放标准进一步提高，污水进水碳源不足，特别是冬季可溶解性有机物不足是限制氮、磷达标排放的主要因素(刘智晓等，2011)，污泥发酵产生的VFA用作强化生物脱氮除磷的碳源有望解决这一问题.本研究以主体工艺为A²/O、处理量为50000 m³ · d^-1的城市污水处理厂为例，评估了污泥热碱预处理-半连续流发酵工艺产生的VFA是否能够满足污水处理厂脱氮除磷提标改造的碳源需求，衡算结果如图 5所示.

图 5(Fig. 5)

图 5 污泥产酸发酵液回用于污水处理厂提标改造脱氮除磷所需碳源的质量衡算图 Fig. 5 Mass balance of VFA fermentation liquid as carbon source for biological nutrients removal

污水处理厂进行提标改造，氮磷排放标准从一级B提升到一级A，TN和TP的排放标准分别提高5 mg · L^-1和0.5 mg · L^-1，则TN和TP额外去除量分别为250 kg · d^-1和25 kg · d^-1.50000 m³ · d^-1的污水处理厂剩余污泥产量约为40 t · d^-1(80%含水率)，根据图 4结果，经发酵后产生的TN和TP平均浓度分别为2725.96 mg · L^-1和265.15 mg · L^-1.产生的污泥厌氧产酸发酵液经固液分离后，TN和TP去除率为80%(Tong et al., 2009)，则固液分离后发酵液中TN和TP的量分别为43.6 kg · d^-1和4.24 kg · d^-1.按去除1 mg氮和1 mg磷分别需要3~4 mg COD和20 mg COD计，则因提标改造和去除发酵液回用所带入的氮、磷所需要的碳源(以COD计)为1465 kg · d^-1.

污水处理厂产生的剩余污泥的VS 比例为60%，因此，污泥VS产量为4.8 t · d^-1，以本研究VFA产率为291.97 mg · g^-1计，则厌氧发酵可产生VFA碳源(以COD计)1401 kg · d^-1，发酵液固液分离后可得到VFA碳源1331 kg · d^-1(损失量按5%计)(Tong et al., 2009).由以上计算可看出，1331 kg · d^-1和1465 kg · d^-1比较接近，可以满足90.9%的碳源需求，说明污泥厌氧发酵产酸工艺可以基本满足污水处理厂提标改造脱氮除磷的碳源需求.由于VFA占污泥发酵液中SCOD的比例仅为36.94%，若考虑发酵液中的其他SCOD也可作为碳源用于脱氮除磷，则污泥产酸发酵液完全能够满足污水处理厂脱氮除磷提标改造的额外碳源需求.

1)污泥经过热碱预处理后，污泥中有机物基本释放到液相中，滤液中的SCOD、溶解性蛋白质和多糖浓度大幅增大，而在发酵阶段，以上指标变化较小.热碱预处理对污泥有机物释放的影响非常显著，是促进污泥厌氧发酵产酸的主要原因.

2)pH为6.5和pH为10.0条件下平均VFA浓度分别为15.15 g · L^-1和11.39 g · L^-1，其对应产率分别为333.29 mg · g^-1和250.64 mg · g^-1.pH为6.5时产酸更稳定，且产量相对较高.

3)质量衡算结果表明，当以污泥产酸发酵液作为有机酸碳源回用于污水处理强化脱氮除磷时，VFA所赋存的碳源基本可满足碳源所需，若加上发酵液中的其他SCOD碳源，则本工艺产生的发酵液可完全满足污水处理厂的脱氮除磷提标改造的碳源需求.