剩余污泥酶水解和酸化速率如何提升
1 引言
厌氧消化因能产生生物气(如甲烷和氢气) 等能源物质而被广泛运用于污泥稳定和污泥减量过
程，其一般包括水解、酸化和甲烷化3个步骤. 目前，研究人员越来越关注污泥水解和酸化过程
中短链脂肪酸(SCFAs)的产生，因其不但可以作为生物脱氮除磷过程中微生物所需的碳源物质，
同时还可以作为合成可降解塑料-聚羟基烷酸的原料. 颗粒有机物的水解是厌氧消化过程的限速步
骤，低效率的水解会延长消化时间，最终导致工艺负荷降低、运行不稳定和处理费用增加，因此，
研发提高污泥水解速率的技术具有重要的意义.
Cadoret 等指出，污泥水解效率除受酶活影响外，还取决于酶表面活性部位在污泥基体中的
分布，并提出胞外聚合物(EPS)阻隔降低了酶和底物的接触机会，同时降低了底物的扩散效率，
故酶在污泥处理过程中的利用效率不高. 研究表明，蛋白酶、脂肪酶、淀粉酶等可以加速污泥的
水解，但外源性酶一般被束缚、吸附和隐藏在污泥基体中，从而降低了酶的水解活性(Luo et
al., 2011).Wawrzynczyk等(2008)指出，增加酶和底物的接触机会和面积，可以提高污泥的水解
效率.EPS 是污泥絮体的重要组成部分，主要是由碳水化合物、蛋白质、腐殖酸等组成，污泥中的
这些有机物主要是由金属离子通过桥接作用结合在一起的. 络合剂具有螯合金属离子的作用，其
可以通过络合Ca2+、Mg2+、Fe2+等金属离子破坏污泥的网络结构，从而释放出蛋白质、碳水化合
物、腐殖酸等物质，原来被束缚、隐藏于污泥基体中的水解酶也得到释放，水解活性得以表达，
从而促进有机物的进一步降解(Wawrzynczyk et al., 2008).
目前，国内外针对络合剂对剩余污泥酶水解的研究已有相关报道，而对于后续酸化过程的基
础研究尚鲜有报道. 为此，笔者研究了络合剂柠檬酸钠(SC)对剩余污泥酶水解和后续酸化过程的
影响，以期为污泥处理技术的研究和实际运用提供借鉴和参考.
2 材料与方法
2.1 实验材料
试验所用剩余污泥取自长沙市第二污水处理厂(国桢污水处理厂) 二沉池，污泥先经30 min
沉淀，去除上清液，再经0.71 mm的筛网过滤处理去除杂质后，置于4℃的冰箱中保存备用. 试验
所用污泥基本特性为：pH 值6.9，TCOD 8700 mg · L-1，SCOD 100 mg · L-1，TSS 10.2
g · L-1，VSS 6.9 g · L-1，溶解性蛋白质73.0 mg · L-1，溶解性碳水化合物14.2
mg · L-1.
络合剂为二水合柠檬酸钠. 酶选用由上海杰辉生物科技有限公司提供的中性蛋白酶、α-淀粉
酶2种工业酶，其基本特性分别为：中性蛋白酶酶活5000 U · g-1，最适pH 值7.0~7.8，最适
温度40~50℃; α-淀粉酶酶活6000 U · g-1，最适pH 值5.5~7.5，最适温度50~60 ℃.
2.2 分析项目及方法
TSS/VSS采用重量法测定;COD 采用微波密封消解，重铬酸钾法测定，其中，SCOD 为离心(转
速为10000 r · min-1)10 min后上清液的化学需氧量，TCOD 为污泥悬浮液的总化学需氧量; 上
清液中的蛋白质采用Folin-酚法测定，以牛血清蛋白为标准物; 溶解性糖采用苯酚-硫酸法进行测
定，以葡萄糖为标准物;NH+4-N采用纳氏试剂分光光度法测定. 上清液中的蛋白酶活力采用
Folin-酚试剂比色法测定，以牛血清蛋白为标准物; 淀粉酶活力采用3，5-二硝基水杨酸比色法测
定(Pin et a1.，1995).
SCFAs 采用Agilent 6890N GC型气相色谱仪测定，分析条件为：色谱柱型号DB-FFAP(30
m×0.25 mm×0.25 mm)，检测器为氢火焰检测器FID ，载气(N2)流速为2.6 mL · min-1，进样
量为1.0 mL，分流比为10∶ 1，进样器温度为250℃，检测器温度为300℃. 整个过程采用程序
升温，起始炉温为70℃，持续运行3 min，再以20℃ · min-1的速度升温5.5 min，然后在
180℃下停留3 min，一个样品的整个运行时间为11.5 min.
污泥经过12 h的真空干燥，随后进行SEM 测定(SEM，JSM-6700F ，Japan).
2.3 实验方法
SC 对污泥酶水解影响：设立2批次实验(每批次包括6个实验组) ，各批次均取400 mL污泥，
分别投加蛋白酶、淀粉酶0.06 g · g-1(以TS 计，下同) ，SC 以粉末形式投加，SC 的投加量分
别为0、0.144、0.288、0.432、0.576、0.864 g · g-1，随后向各锥形瓶中通入氮气约4 min
以完全驱除残留空气，加塞置于50℃水浴振荡器上反应，4 h后取样测定水解产物及蛋白酶和淀
粉酶的活性，并进行分析. 同时设定空白对照组，除不加酶和SC 外，其它条件与实验组均相同.
SC 对污泥产酸影响：设立4组实验，各组均取400 mL污泥，先投加蛋白酶0.06 g · g-1，
SC 以粉末形式投加，每组SC 的投加量分别为0、0.144、0.432、0.864 g · g-1，随后向各锥
形瓶中通入氮气约4 min以完全驱除残留空气，加塞置于50℃水浴振荡器上反应，反应装置在此
条件下反应12 d，每天对酸化产物SCFAs 进行测定. 同时设定空白对照组，除不加酶和SC 外，其
它条件与实验组均相同.
3 结果与分析
3.1 SC对有机物溶出的影响
原污泥中的溶解性蛋白质和碳水化合物浓度较低(溶解性蛋白质73.0 mg · L-1，溶解性碳
水化合物14.2 mg · L-1) ，表明其中的有机物主要以固体状态存在，溶解性有机质的含量较低.
空白对照组(不加酶也不加SC) 反应4 h后，污泥中的溶解性蛋白质和碳水化合物浓度分别增加至
400.0和79.0 mg · L-1. 在水解酶的作用下，随着污泥胶团的解聚和胞外聚合物的水解，大量
有机质由固相转移至液相，成为溶解性物质. 图 1为蛋白酶和淀粉酶组实验(均投加酶0.06
g · g-1) 在不同SC 投加量下(0、0.144、0.288、0.432、0.576、0.864 g · g-1) ，反应4 h
后污泥中蛋白质和碳水化合物浓度随SC 投加量的变化情况. 由图可知，只投加水解酶(不投加SC)
时，溶解性蛋白质由原污泥的73.0 mg · L-1分别增加至1250.0 mg · L-1(
蛋白酶组) 和
1407.0 mg · L-1(淀粉酶组) ，溶解性碳水化合物由原来的14.2 mg · L-1分别增加至244.0
mg · L-1(蛋白酶组) 和194.0 mg · L-1(淀粉酶组). 污泥的主要成分是蛋白质，此研究中淀粉
酶和蛋白酶促进污泥水解的效果差不多，其原因如下：一方面，Pinnekamp(1989)指出，碳水化
合物和蛋白质的可生物降解率分别为52.24%和39.70%，蛋白质的可生物降解性较差，其水解在
污泥水解过程中是限速步骤. 在较短的时间内，碳水化合物的水解效率高于蛋白质. 另一方面，
EPS 中碳水化合物可能与蛋白质相结合，从而形成碳水化合物-碳水化合物、碳水化合物-蛋白质、
蛋白质-蛋白质相结合的结构，破坏其中任何一种物质，与其相结合的另一物质也会随之溶解出
来(Sesay et al., .，2006).
图 1 污泥中溶解性蛋白质和碳水化合物浓度随SC 投加量的变化
投加SC 后，溶出的有机物进一步提高，当SC 投加量为0.432 g · g-1时，溶解性蛋白质
分别增加至2186.0 mg · L-1(蛋白酶组) 和2172.0 mg · L-1(淀粉酶组) ，溶解性碳水化合物
分别增加至433.5 mg · L-1(蛋白酶组) 和444.0 mg · L-1(淀粉酶组). 污泥是由许多不同的微
生物包埋在聚合物组成的网络中形成的，这些聚合物就是EPS(罗琨等，2010) ，其主要组成物是
蛋白质和碳水化合物(Goel et al., .，1998).EPS 的网络结构主要是通过表面带负电荷的基团如
COOH-、SO42- 等与金属离子的结合保持其稳定性(Morgan-Sagastume et al., .，2005).SC 是一
种很强的阳离子络合剂，其能络合EPS 中Ca2+、Mg2+等金属离子，从而破坏污泥絮体结构，进而
促进蛋白质、碳水化合物和腐殖质等有机物的溶出，并转化为液相中可溶性有机物.
SC 的投加量为0~0.432 g · g-1时，溶解性蛋白质和碳水化合物的浓度不断增加，继续提
高SC 的投加量，其浓度仅有小幅度的上升. 由此可知，SC 投加量达到一定值后，再通过增加SC
的投加量来促进污泥水解的作用并不明显. 综合考虑处理效率和经济成本，本研究中SC 的最佳投
加剂量为0.432 g · g-1.
3.2 SC对水解酶活性的影响
污泥的水解速率主要取决于水解酶的活性，以及污泥中水解酶与底物的接触程度. 污泥中原
有的及投加的水解酶会被吸附、包埋于污泥基体中，从而降低了水解酶的活性. 图 2
所示为不同
SC 投加量下，反应4 h后水解酶活性的变化情况. 在一定浓度范围内，随着SC 的投加，水解酶活
SC 的投加促进了水解酶的释放，原来被束缚、隐藏于污泥基体中的性不断提高，这可能是由于
水解酶活性得以表达. 当SC 投加量为0.432 g · g-1时，污泥上清液中的蛋白酶活性由原来的
2.25 U · mL-1增加到4.30 U · mL-1，而淀粉酶活性则由4.50 U · mL-1增加到6.99
U · mL-1. 继续提高SC 的投加量，蛋白酶的活性变化不大，而淀粉酶的活性呈小幅度的下降趋
势(SC投加量为0.864 g · g-1时，蛋白酶活性为4.20 U · mL-1，淀粉酶活性下降到6.16
U · mL-1). 实验选用的蛋白酶最适pH 值为7.0~7.8，淀粉酶最适pH 值为5.5~7.5.SC是一种强
碱弱酸盐，具有一定的缓冲能力，其溶液具有弱碱性. 当SC 的投加量为0.432 g · g-1时，蛋
白酶组溶液的pH 值为7.42，淀粉酶组为7.54(数据图未列出). 提高SC 的投加量，溶液pH 值升
高，超出了淀粉酶的最适pH 值，从而导致其活性的下降，这也正好解释SC 投加量达到一定值
(0.432 g · g-1) 后，再通过增加SC 的投加量来促进污泥水解的作用并不明显.Watson 等(2004)
的研究也表明，产甲烷反应器中β-葡萄苷酶和蛋白酶的活性随络合剂(硫化物) 投加量的增加不
断提高，当硫化物的浓度达到600 mg · L-1时，该两种酶活性达最高值.
图 2 污泥中水解酶活性随SC 投加量的变化
3.3 SC对氨氮的影响
图 3为反应4 h后，污泥中氨氮浓度随SC 投加量的变化情况. 在水解酶的催化作用下，污泥
中的含氮物质——主要为蛋白质转化为二肽、氨基酸，氨基酸进一步转化为氨(Shanableh et
al., .，2001). 因此，蛋白质不断溶出的同时，污泥液相中的氨氮浓度也不断提高. 只投加水解
酶(不投加SC) 时，氨氮浓度由原污泥的60.0 mg · L-1分别增加至182.0 mg · L-1(蛋白酶组)
和167.0 mg · L-1(淀粉酶组). 当SC 投加量为0.432 g · g-1时，氨氮浓度分别增加至245.0
mg · L-1(蛋白酶组) 和243.0 mg · L-1(淀粉酶组). 蛋白质和碳水化合物是剩余污泥的主要组
成成分，脂肪含量很少，基本可以忽略.
蛋白质的可生化降解性较差，其水解在污泥消化过程中
是限速步骤，决定了此过程中有机物的降解程度(刘常青等，2008).SC 的投加提高了蛋白质的降
解速率，一方面是由于SC 的投加促使更多的蛋白质溶解到液相，其降解速率高于固相中的蛋白
质. 另一方面，SC 的投加破坏了EPS 的网络结构，水解酶得到释放，从而增加了其与底物的接触
机会，蛋白质的转化效率得到提高.
图 3 污泥中氨氮浓度随SC 投加量的变化
3.4 SC对污泥产酸的影响
污泥酸化过程中产生的SCFAs 与溶解性蛋白质和碳水化合物含量是紧密相关的(Yu et
al.,2003) ，因此，溶解性有机物越多，产生的SCFAs 也越多. 图 4为空白(不加酶也不加SC) 、
蛋白酶(0.06 g · g-1，以TS 计，下同) 和SC+蛋白酶组(SC 0.144、0.432和0.864 g · g-1，
蛋白酶0.06 g · g-1) 产生的总SCFAs. 由图可知，蛋白酶和SC+蛋白酶组产生的总SCFAs 高于空
白对照组，最大SCFAs 积累量分别达到1499和1788 mg · L-1(以COD 计)(SC 0.432 g · g-1) ，
分别是空白对照组的2.33和2.78倍.SC 的投加促使大量固相有机物溶解到液相，同时也增加了
污泥中水解酶含量. 大分子溶解性有机物，如蛋白质和碳水化合物等在水解酶的作用下得到高效
水解，为酸化过程提供了更多的酸化底物，从而导致SCFAs 的大量积累.
SC 的投加可以减少达到最大SCFAs 积累的时间，缩短厌氧消化时间. 空白对照组和蛋白酶组
的总SCFAs 积累量分别在反应第7 d和第6 d达到最大值，而SC+蛋白酶组分别在反应第3 d(SC
0.144 g · g-1) 、第2 d(SC 0.432 g · g-1) 和第4 d(SC 0.864 g · g-1) 就达到了最大值.
随后，在SCFAs 消耗菌如甲烷菌等的作用下，生成的SCFAs 不断被降解. 由图 4可知，SC 的投加
量越大，SCFAs 转化降解速率越慢.SC 低投加量时(SC 0.144 g · g-1) ，SCFAs 的浓度随时间下
降很快; 而SC 投加量为0.864 g · g-1时，SCFAs 的浓度下降速率趋于平缓. 这可能是由于高浓
度的SC 对产甲烷菌的活性有抑制作用，使SCFAs 产生甲烷的途径受到限制，从而降低了SCFAs
的转化速率.
图 4 污泥厌氧消化过程中SCFAs 的累积量
3.5 SEM图
图 5为污泥经不同处理反应4 h后的SEM 图，50 μm 扫描电镜下观察各种处理后污泥的微
观结构. 原污泥主要是以完整的絮体结构为骨架，污泥表面覆盖着一层网状的聚合物，污泥之间
被丝状的粘性物质连接着，表面疏松、光滑(图 5a).经水解酶处理后的污泥颗粒变得更细，聚合
物组成的网络结构被破坏，出现了细小的絮体(图 5b).经过SC 和酶共同处理后的污泥聚合物的
网状结构被进一步破坏，连接在污泥絮体间的丝状粘性物质不见了，出现了更为细小的絮状碎片
(图 5c).这说明在SC 和酶的共同作用下，污泥中占主要成分的絮体物质——EPS 的结构被破坏，
EPS 中的蛋白质和碳水化合物不断溶出，转变为可溶性物质，从而改变了污泥的结构。
图 5 污泥经不同处理后的SEM 图 (a.原污泥；b. 蛋白酶；c. SC+蛋白酶)
4 结论
1) 络合剂SC 提高了污泥酶水解和酸化的效率，溶解性蛋白质和碳水化合物浓度大幅度提高，
本研究中SC 的最佳投加剂量为0.432 g · g-1.
2) 络合剂SC 可以提高污泥中SCFAs 的积累量，同时减少达到最大SCFAs 积累的时间，缩短
厌氧消化时间. 空白对照组和蛋白酶组的总SCFAs 积累量分别在反应第7 d和第6 d达到最大值，
而SC+蛋白酶组(SC 0.432 g · g-1) 在反应第2 d就达到了最大值.
3)SC 能够破坏EPS 的网络结构，原来被束缚、隐藏于污泥基体中的水解酶得到释放，从而提
高了污泥水解速率。文章来源：中国污水处理工程网） （
剩余污泥酶水解和酸化速率如何提升
1 引言
厌氧消化因能产生生物气(如甲烷和氢气) 等能源物质而被广泛运用于污泥稳定和污泥减量过
程，其一般包括水解、酸化和甲烷化3个步骤. 目前，研究人员越来越关注污泥水解和酸化过程
中短链脂肪酸(SCFAs)的产生，因其不但可以作为生物脱氮除磷过程中微生物所需的碳源物质，
同时还可以作为合成可降解塑料-聚羟基烷酸的原料. 颗粒有机物的水解是厌氧消化过程的限速步
骤，低效率的水解会延长消化时间，最终导致工艺负荷降低、运行不稳定和处理费用增加，因此，
研发提高污泥水解速率的技术具有重要的意义.
Cadoret 等指出，污泥水解效率除受酶活影响外，还取决于酶表面活性部位在污泥基体中的
分布，并提出胞外聚合物(EPS)阻隔降低了酶和底物的接触机会，同时降低了底物的扩散效率，
故酶在污泥处理过程中的利用效率不高. 研究表明，蛋白酶、脂肪酶、淀粉酶等可以加速污泥的
水解，但外源性酶一般被束缚、吸附和隐藏在污泥基体中，从而降低了酶的水解活性(Luo et
al., 2011).Wawrzynczyk等(2008)指出，增加酶和底物的接触机会和面积，可以提高污泥的水解
效率.EPS 是污泥絮体的重要组成部分，主要是由碳水化合物、蛋白质、腐殖酸等组成，污泥中的
这些有机物主要是由金属离子通过桥接作用结合在一起的. 络合剂具有螯合金属离子的作用，其
可以通过络合Ca2+、Mg2+、Fe2+等金属离子破坏污泥的网络结构，从而释放出蛋白质、碳水化合
物、腐殖酸等物质，原来被束缚、隐藏于污泥基体中的水解酶也得到释放，水解活性得以表达，
从而促进有机物的进一步降解(Wawrzynczyk et al., 2008).
目前，国内外针对络合剂对剩余污泥酶水解的研究已有相关报道，而对于后续酸化过程的基
础研究尚鲜有报道. 为此，笔者研究了络合剂柠檬酸钠(SC)对剩余污泥酶水解和后续酸化过程的
影响，以期为污泥处理技术的研究和实际运用提供借鉴和参考.
2 材料与方法
2.1 实验材料
试验所用剩余污泥取自长沙市第二污水处理厂(国桢污水处理厂) 二沉池，污泥先经30 min
沉淀，去除上清液，再经0.71 mm的筛网过滤处理去除杂质后，置于4℃的冰箱中保存备用. 试验
所用污泥基本特性为：pH 值6.9，TCOD 8700 mg · L-1，SCOD 100 mg · L-1，TSS 10.2
g · L-1，VSS 6.9 g · L-1，溶解性蛋白质73.0 mg · L-1，溶解性碳水化合物14.2
mg · L-1.
络合剂为二水合柠檬酸钠. 酶选用由上海杰辉生物科技有限公司提供的中性蛋白酶、α-淀粉
酶2种工业酶，其基本特性分别为：中性蛋白酶酶活5000 U · g-1，最适pH 值7.0~7.8，最适
温度40~50℃; α-淀粉酶酶活6000 U · g-1，最适pH 值5.5~7.5，最适温度50~60 ℃.
2.2 分析项目及方法
TSS/VSS采用重量法测定;COD 采用微波密封消解，重铬酸钾法测定，其中，SCOD 为离心(转
速为10000 r · min-1)10 min后上清液的化学需氧量，TCOD 为污泥悬浮液的总化学需氧量; 上
清液中的蛋白质采用Folin-酚法测定，以牛血清蛋白为标准物; 溶解性糖采用苯酚-硫酸法进行测
定，以葡萄糖为标准物;NH+4-N采用纳氏试剂分光光度法测定. 上清液中的蛋白酶活力采用
Folin-酚试剂比色法测定，以牛血清蛋白为标准物; 淀粉酶活力采用3，5-二硝基水杨酸比色法测
定(Pin et a1.，1995).
SCFAs 采用Agilent 6890N GC型气相色谱仪测定，分析条件为：色谱柱型号DB-FFAP(30
m×0.25 mm×0.25 mm)，检测器为氢火焰检测器FID ，载气(N2)流速为2.6 mL · min-1，进样
量为1.0 mL，分流比为10∶ 1，进样器温度为250℃，检测器温度为300℃. 整个过程采用程序
升温，起始炉温为70℃，持续运行3 min，再以20℃ · min-1的速度升温5.5 min，然后在
180℃下停留3 min，一个样品的整个运行时间为11.5 min.
污泥经过12 h的真空干燥，随后进行SEM 测定(SEM，JSM-6700F ，Japan).
2.3 实验方法
SC 对污泥酶水解影响：设立2批次实验(每批次包括6个实验组) ，各批次均取400 mL污泥，
分别投加蛋白酶、淀粉酶0.06 g · g-1(以TS 计，下同) ，SC 以粉末形式投加，SC 的投加量分
别为0、0.144、0.288、0.432、0.576、0.864 g · g-1，随后向各锥形瓶中通入氮气约4 min
以完全驱除残留空气，加塞置于50℃水浴振荡器上反应，4 h后取样测定水解产物及蛋白酶和淀
粉酶的活性，并进行分析. 同时设定空白对照组，除不加酶和SC 外，其它条件与实验组均相同.
SC 对污泥产酸影响：设立4组实验，各组均取400 mL污泥，先投加蛋白酶0.06 g · g-1，
SC 以粉末形式投加，每组SC 的投加量分别为0、0.144、0.432、0.864 g · g-1，随后向各锥
形瓶中通入氮气约4 min以完全驱除残留空气，加塞置于50℃水浴振荡器上反应，反应装置在此
条件下反应12 d，每天对酸化产物SCFAs 进行测定. 同时设定空白对照组，除不加酶和SC 外，其
它条件与实验组均相同.
3 结果与分析
3.1 SC对有机物溶出的影响
原污泥中的溶解性蛋白质和碳水化合物浓度较低(溶解性蛋白质73.0 mg · L-1，溶解性碳
水化合物14.2 mg · L-1) ，表明其中的有机物主要以固体状态存在，溶解性有机质的含量较低.
空白对照组(不加酶也不加SC) 反应4 h后，污泥中的溶解性蛋白质和碳水化合物浓度分别增加至
400.0和79.0 mg · L-1. 在水解酶的作用下，随着污泥胶团的解聚和胞外聚合物的水解，大量
有机质由固相转移至液相，成为溶解性物质. 图 1为蛋白酶和淀粉酶组实验(均投加酶0.06
g · g-1) 在不同SC 投加量下(0、0.144、0.288、0.432、0.576、0.864 g · g-1) ，反应4 h
后污泥中蛋白质和碳水化合物浓度随SC 投加量的变化情况. 由图可知，只投加水解酶(不投加SC)
时，溶解性蛋白质由原污泥的73.0 mg · L-1分别增加至1250.0 mg · L-1(
蛋白酶组) 和
1407.0 mg · L-1(淀粉酶组) ，溶解性碳水化合物由原来的14.2 mg · L-1分别增加至244.0
mg · L-1(蛋白酶组) 和194.0 mg · L-1(淀粉酶组). 污泥的主要成分是蛋白质，此研究中淀粉
酶和蛋白酶促进污泥水解的效果差不多，其原因如下：一方面，Pinnekamp(1989)指出，碳水化
合物和蛋白质的可生物降解率分别为52.24%和39.70%，蛋白质的可生物降解性较差，其水解在
污泥水解过程中是限速步骤. 在较短的时间内，碳水化合物的水解效率高于蛋白质. 另一方面，
EPS 中碳水化合物可能与蛋白质相结合，从而形成碳水化合物-碳水化合物、碳水化合物-蛋白质、
蛋白质-蛋白质相结合的结构，破坏其中任何一种物质，与其相结合的另一物质也会随之溶解出
来(Sesay et al., .，2006).
图 1 污泥中溶解性蛋白质和碳水化合物浓度随SC 投加量的变化
投加SC 后，溶出的有机物进一步提高，当SC 投加量为0.432 g · g-1时，溶解性蛋白质
分别增加至2186.0 mg · L-1(蛋白酶组) 和2172.0 mg · L-1(淀粉酶组) ，溶解性碳水化合物
分别增加至433.5 mg · L-1(蛋白酶组) 和444.0 mg · L-1(淀粉酶组). 污泥是由许多不同的微
生物包埋在聚合物组成的网络中形成的，这些聚合物就是EPS(罗琨等，2010) ，其主要组成物是
蛋白质和碳水化合物(Goel et al., .，1998).EPS 的网络结构主要是通过表面带负电荷的基团如
COOH-、SO42- 等与金属离子的结合保持其稳定性(Morgan-Sagastume et al., .，2005).SC 是一
种很强的阳离子络合剂，其能络合EPS 中Ca2+、Mg2+等金属离子，从而破坏污泥絮体结构，进而
促进蛋白质、碳水化合物和腐殖质等有机物的溶出，并转化为液相中可溶性有机物.
SC 的投加量为0~0.432 g · g-1时，溶解性蛋白质和碳水化合物的浓度不断增加，继续提
高SC 的投加量，其浓度仅有小幅度的上升. 由此可知，SC 投加量达到一定值后，再通过增加SC
的投加量来促进污泥水解的作用并不明显. 综合考虑处理效率和经济成本，本研究中SC 的最佳投
加剂量为0.432 g · g-1.
3.2 SC对水解酶活性的影响
污泥的水解速率主要取决于水解酶的活性，以及污泥中水解酶与底物的接触程度. 污泥中原
有的及投加的水解酶会被吸附、包埋于污泥基体中，从而降低了水解酶的活性. 图 2
所示为不同
SC 投加量下，反应4 h后水解酶活性的变化情况. 在一定浓度范围内，随着SC 的投加，水解酶活
SC 的投加促进了水解酶的释放，原来被束缚、隐藏于污泥基体中的性不断提高，这可能是由于
水解酶活性得以表达. 当SC 投加量为0.432 g · g-1时，污泥上清液中的蛋白酶活性由原来的
2.25 U · mL-1增加到4.30 U · mL-1，而淀粉酶活性则由4.50 U · mL-1增加到6.99
U · mL-1. 继续提高SC 的投加量，蛋白酶的活性变化不大，而淀粉酶的活性呈小幅度的下降趋
势(SC投加量为0.864 g · g-1时，蛋白酶活性为4.20 U · mL-1，淀粉酶活性下降到6.16
U · mL-1). 实验选用的蛋白酶最适pH 值为7.0~7.8，淀粉酶最适pH 值为5.5~7.5.SC是一种强
碱弱酸盐，具有一定的缓冲能力，其溶液具有弱碱性. 当SC 的投加量为0.432 g · g-1时，蛋
白酶组溶液的pH 值为7.42，淀粉酶组为7.54(数据图未列出). 提高SC 的投加量，溶液pH 值升
高，超出了淀粉酶的最适pH 值，从而导致其活性的下降，这也正好解释SC 投加量达到一定值
(0.432 g · g-1) 后，再通过增加SC 的投加量来促进污泥水解的作用并不明显.Watson 等(2004)
的研究也表明，产甲烷反应器中β-葡萄苷酶和蛋白酶的活性随络合剂(硫化物) 投加量的增加不
断提高，当硫化物的浓度达到600 mg · L-1时，该两种酶活性达最高值.
图 2 污泥中水解酶活性随SC 投加量的变化
3.3 SC对氨氮的影响
图 3为反应4 h后，污泥中氨氮浓度随SC 投加量的变化情况. 在水解酶的催化作用下，污泥
中的含氮物质——主要为蛋白质转化为二肽、氨基酸，氨基酸进一步转化为氨(Shanableh et
al., .，2001). 因此，蛋白质不断溶出的同时，污泥液相中的氨氮浓度也不断提高. 只投加水解
酶(不投加SC) 时，氨氮浓度由原污泥的60.0 mg · L-1分别增加至182.0 mg · L-1(蛋白酶组)
和167.0 mg · L-1(淀粉酶组). 当SC 投加量为0.432 g · g-1时，氨氮浓度分别增加至245.0
mg · L-1(蛋白酶组) 和243.0 mg · L-1(淀粉酶组). 蛋白质和碳水化合物是剩余污泥的主要组
成成分，脂肪含量很少，基本可以忽略.
蛋白质的可生化降解性较差，其水解在污泥消化过程中
是限速步骤，决定了此过程中有机物的降解程度(刘常青等，2008).SC 的投加提高了蛋白质的降
解速率，一方面是由于SC 的投加促使更多的蛋白质溶解到液相，其降解速率高于固相中的蛋白
质. 另一方面，SC 的投加破坏了EPS 的网络结构，水解酶得到释放，从而增加了其与底物的接触
机会，蛋白质的转化效率得到提高.
图 3 污泥中氨氮浓度随SC 投加量的变化
3.4 SC对污泥产酸的影响
污泥酸化过程中产生的SCFAs 与溶解性蛋白质和碳水化合物含量是紧密相关的(Yu et
al.,2003) ，因此，溶解性有机物越多，产生的SCFAs 也越多. 图 4为空白(不加酶也不加SC) 、
蛋白酶(0.06 g · g-1，以TS 计，下同) 和SC+蛋白酶组(SC 0.144、0.432和0.864 g · g-1，
蛋白酶0.06 g · g-1) 产生的总SCFAs. 由图可知，蛋白酶和SC+蛋白酶组产生的总SCFAs 高于空
白对照组，最大SCFAs 积累量分别达到1499和1788 mg · L-1(以COD 计)(SC 0.432 g · g-1) ，
分别是空白对照组的2.33和2.78倍.SC 的投加促使大量固相有机物溶解到液相，同时也增加了
污泥中水解酶含量. 大分子溶解性有机物，如蛋白质和碳水化合物等在水解酶的作用下得到高效
水解，为酸化过程提供了更多的酸化底物，从而导致SCFAs 的大量积累.
SC 的投加可以减少达到最大SCFAs 积累的时间，缩短厌氧消化时间. 空白对照组和蛋白酶组
的总SCFAs 积累量分别在反应第7 d和第6 d达到最大值，而SC+蛋白酶组分别在反应第3 d(SC
0.144 g · g-1) 、第2 d(SC 0.432 g · g-1) 和第4 d(SC 0.864 g · g-1) 就达到了最大值.
随后，在SCFAs 消耗菌如甲烷菌等的作用下，生成的SCFAs 不断被降解. 由图 4可知，SC 的投加
量越大，SCFAs 转化降解速率越慢.SC 低投加量时(SC 0.144 g · g-1) ，SCFAs 的浓度随时间下
降很快; 而SC 投加量为0.864 g · g-1时，SCFAs 的浓度下降速率趋于平缓. 这可能是由于高浓
度的SC 对产甲烷菌的活性有抑制作用，使SCFAs 产生甲烷的途径受到限制，从而降低了SCFAs
的转化速率.
图 4 污泥厌氧消化过程中SCFAs 的累积量
3.5 SEM图
图 5为污泥经不同处理反应4 h后的SEM 图，50 μm 扫描电镜下观察各种处理后污泥的微
观结构. 原污泥主要是以完整的絮体结构为骨架，污泥表面覆盖着一层网状的聚合物，污泥之间
被丝状的粘性物质连接着，表面疏松、光滑(图 5a).经水解酶处理后的污泥颗粒变得更细，聚合
物组成的网络结构被破坏，出现了细小的絮体(图 5b).经过SC 和酶共同处理后的污泥聚合物的
网状结构被进一步破坏，连接在污泥絮体间的丝状粘性物质不见了，出现了更为细小的絮状碎片
(图 5c).这说明在SC 和酶的共同作用下，污泥中占主要成分的絮体物质——EPS 的结构被破坏，
EPS 中的蛋白质和碳水化合物不断溶出，转变为可溶性物质，从而改变了污泥的结构。
图 5 污泥经不同处理后的SEM 图 (a.原污泥；b. 蛋白酶；c. SC+蛋白酶)
4 结论
1) 络合剂SC 提高了污泥酶水解和酸化的效率，溶解性蛋白质和碳水化合物浓度大幅度提高，
本研究中SC 的最佳投加剂量为0.432 g · g-1.
2) 络合剂SC 可以提高污泥中SCFAs 的积累量，同时减少达到最大SCFAs 积累的时间，缩短
厌氧消化时间. 空白对照组和蛋白酶组的总SCFAs 积累量分别在反应第7 d和第6 d达到最大值，
而SC+蛋白酶组(SC 0.432 g · g-1) 在反应第2 d就达到了最大值.
3)SC 能够破坏EPS 的网络结构，原来被束缚、隐藏于污泥基体中的水解酶得到释放，从而提
高了污泥水解速率。文章来源：中国污水处理工程网） （