趙瑜涵，王昊龍，周立山，，韓恩山，孫建陽，劉麗強

（1.河北工業(yè)大學(xué)化工學(xué)院，天津 300401； 2.中海油天津化工研究設(shè)計院有限公司，天津 300131）

隨著時代的發(fā)展，我國的污水處理技術(shù)愈發(fā)完善，但是污泥處理面臨很多挑戰(zhàn)，據(jù)統(tǒng)計2020 年我國含水率80%的污泥產(chǎn)量已超過6 500 萬t，預(yù)計2025 年其產(chǎn)量將突破9 000 萬t〔1〕。污水廠的剩余污泥含重金屬、腐殖酸和其他污染物，隨意排放會對土地造成嚴(yán)重危害〔2〕。為此，通常采用厭氧消化來實現(xiàn)污泥資源化。傳統(tǒng)厭氧消化過程包括水解、酸化和產(chǎn)甲烷3 個階段。厭氧消化的最終產(chǎn)物甲烷（CH4）碳回收價值低，且作為一種溫室氣體，其溫室效應(yīng)比二氧化碳大25 倍，而污泥在發(fā)酵過程中的中間產(chǎn)物揮發(fā)性脂肪酸（VFAs）則是一種優(yōu)質(zhì)碳源，其不僅能用于污水脫氮除磷，還可作為可生物降解塑料聚羥基脂肪酸酯（PHAs）的生產(chǎn)原材料，同時該發(fā)酵過程的反應(yīng)停留時間較完全的厭氧消化顯著降低，因此，控制剩余污泥進行厭氧發(fā)酵生產(chǎn)VFAs 已成為當(dāng)下研究熱點〔3-5〕。

雖然促進污泥厭氧產(chǎn)VFAs 的方法很多，但是這些方法會帶來不必要的能量損耗和危害，如熱處理會消耗一定的熱量，化學(xué)處理對環(huán)境有害。相比之下，超聲處理剩余污泥可以有效促進剩余污泥水解，其作用機理主要是通過超聲產(chǎn)生的機械剪切力和空化作用破壞污泥絮體和微生物細(xì)胞，促使內(nèi)容物流出。

此外，生物酶具有綠色、安全、高效等優(yōu)點，可以促進污泥水解和發(fā)酵。Juanjuan WAN 等〔6〕采用1 000 mg/L 的固定化酶對污泥進行預(yù)處理，發(fā)現(xiàn)添加固定化酶的污泥厭氧發(fā)酵VFAs 產(chǎn)量顯著提高，達(dá)到10.6 g/L。劉國華等〔7〕探究了不同種類生物酶（堿性蛋白酶、中性蛋白酶、α-淀粉酶）對初沉污泥厭氧發(fā)酵產(chǎn)短鏈脂肪酸性能的影響，結(jié)果表明，3 種生物酶均可增強初沉污泥水解和產(chǎn)酸作用，堿性蛋白酶調(diào)控系統(tǒng)對初沉污泥厭氧發(fā)酵的促進效果最為明顯。

單獨采用超聲和生物酶處理污泥均有一定優(yōu)勢，而目前對超聲聯(lián)合生物酶強化污泥厭氧消化產(chǎn)酸的研究較少?；诖?，本研究以提高VFAs 產(chǎn)量為目標(biāo)，通過探究超聲預(yù)處理聯(lián)合不同生物酶強化污泥厭氧消化的效果，確定最佳反應(yīng)條件，為剩余污泥資源化提供參考。

1 材料和方法

1.1 污泥和酶來源及性質(zhì)

實驗所用剩余污泥取自以活性污泥法為主體工藝的天津市某污水處理廠二沉池，其污泥特性見表1。所取用的剩余污泥靜置24 h 后，棄去上清液，放在4 ℃冰箱中保存?zhèn)溆?。實驗采用的超聲處理設(shè)備為超聲波破碎儀（邯鄲市海拓機械科技有限公司）。實驗所用生物酶為α-淀粉酶、纖維素酶、溶菌酶和復(fù)合酶（由α-淀粉酶、纖維素酶、溶菌酶以質(zhì)量比1∶1∶1 復(fù)配而成），購自滄州某生物技術(shù)有限公司，酶的基本參數(shù)見表2。

表1 實驗污泥基本參數(shù)Table 1 Basic parameters of experimental sludge

表2 酶的基本參數(shù)Table 2 Basic parameters of enzymes

1.2 實驗方法

1）單獨超聲預(yù)處理剩余污泥。取1 800 mL 剩余污泥加入到2 L 燒杯中，將取樣后的燒杯放在超聲破碎儀內(nèi)于室溫下進行超聲預(yù)處理，以SCOD 為指標(biāo)，采用單因素實驗考察超聲處理時間、超聲頻率、超聲振幅對污泥處理效果的影響。

2）超聲聯(lián)合生物酶處理剩余污泥。分別取1 800 mL 剩余污泥加入到3 個2 L 燒杯中，經(jīng)超聲破碎儀處理后，將污泥轉(zhuǎn)移至3 個厭氧發(fā)酵反應(yīng)器中，于機械攪拌下按照污泥質(zhì)量的5%投加生物酶，充入足量氮氣，置于35 ℃的恒溫水浴鍋中反應(yīng)，分別于第0、2、4、6、8、10、12、14 天取樣分析，測定污泥上清液中的SCOD、TN、PO43--P、NH4+-N、VFAs，以考察超聲聯(lián)合生物酶對剩余污泥的處理效果。將剩余污泥經(jīng)超聲破碎儀處理后加入到厭氧發(fā)酵反應(yīng)器中，不添加任何生物酶，維持和實驗組相同的反應(yīng)條件，設(shè)為空白對照組。

1.3 測定方法

采用哈希試劑法對SCOD、COD、TN、PO43--P、NH4+-N 進行測定，參考文獻(xiàn)〔8〕對TSS 和VSS 進行測定。

采用氣相色譜法對VFAs 進行測定。待測樣品首先過0.45 μm 濾膜，取過濾后樣品于氣相棕色小瓶中，用質(zhì)量分?jǐn)?shù)為3%的磷酸溶液調(diào)節(jié)樣品pH 至4.0 以下，進樣至氣相色譜儀（Agilent，7890A）中測定。氣相色譜的檢測器和色譜柱分別為氫火焰離子檢測器（Flame ionization detector，F(xiàn)ID）和 Agilent19091J-413 色譜柱（30 m×320 μm×0.25 μm）。色譜條件：進樣口溫度為260 ℃，柱溫初始為80 ℃，進樣體積0.2 μL；檢測器溫度為280 ℃，分流比為30∶1〔9〕。

2 結(jié)果與討論

2.1 超聲預(yù)處理最佳條件分析

SCOD 是生物可直接利用并降解的有機物量，是反映污泥中有機物溶出效果的重要參數(shù)。本研究通過不同條件下SCOD 的變化來判定超聲預(yù)處理最佳條件〔10〕。

2.1.1 超聲處理時間對污泥溶胞效果的影響

本研究擬在超聲頻率為20 kHz，超聲振幅為80%條件下，考察超聲處理時間對污泥溶出SCOD的影響。在超聲作用下反應(yīng)體系溫度會不斷升高，實驗表明，在0~5 min 內(nèi)，體系溫度會由4 ℃升高至45 ℃，在超聲處理第6 分鐘，溫度會升高至近75 ℃。由于本研究采用中溫厭氧發(fā)酵，且污泥系統(tǒng)中以中溫菌為主，其最高生長溫度為45 ℃，溫度超過45 ℃會影響中溫菌的活性，導(dǎo)致菌群數(shù)量較少，不利于后續(xù)污泥厭氧發(fā)酵。因而本研究將超聲處理時間考察區(qū)間設(shè)定為0~5 min，所得超聲處理時間對污泥溶出SCOD 影響的實驗結(jié)果見圖1。

圖1 超聲處理時間對溶出SCOD 的影響Fig. 1 Effects of ultrasound treatment time on dissolution of SCOD

由圖1 可知，污泥溶出的SCOD 隨超聲處理時間延長而增加。在反應(yīng)時間為5 min時，污泥中SCOD由初始的89 mg/L 上升到407.5 mg/L，且在反應(yīng)的0~0.5 min SCOD 溶出速度最快，為332 mg/（L·min）。這說明在短時間內(nèi)超聲對污泥微生物細(xì)胞的破碎作用較大，微生物細(xì)胞大量破碎，內(nèi)容物流出。后續(xù)隨反應(yīng)進行，溶出速度逐漸變緩，在反應(yīng)2~5 min 內(nèi)，SCOD溶出平均速度降低為23.2 mg/（L·min）。這可能是因為大量污泥微生物細(xì)胞破碎，導(dǎo)致污泥中超聲可處理的微生物細(xì)胞密度降低，這與陳金〔11〕的研究結(jié)果相類似。綜合來看，超聲處理時間為5 min 時，SCOD 達(dá)到最大，且此時體系升溫對菌群的影響相對較小，對后續(xù)污泥厭氧消化較為有利，因此判定超聲最佳處理時間為5 min。

2.1.2 超聲頻率對污泥溶胞效果的影響

在超聲時間為5 min，超聲振幅為80%條件下，考察超聲頻率對污泥溶出SCOD 的影響，結(jié)果見圖2。

圖2 超聲頻率對溶出SCOD 的影響Fig. 2 Effects of ultrasonic frequency on dissolved SCOD

由圖2 可知，超聲頻率越小，污泥溶出的SCOD越多，當(dāng)超聲頻率為最低值20 kHz 時，污泥溶出SCOD 達(dá)到最大，為407.5 mg/L，隨著超聲頻率增大，污泥溶出SCOD 逐漸減小，當(dāng)超聲頻率達(dá)到28 kHz 時，污泥溶出SCOD 最小，此后超聲頻率繼續(xù)增大到35 kHz，SCOD 溶出效果變化較小。A. TIEHM等〔12〕在41~3 217 kHz 的超聲頻率范圍內(nèi)采用超聲破碎法對剩余污泥進行預(yù)處理，結(jié)果表明剩余污泥的分解在41 kHz 時最高效，因此猜測該反應(yīng)在20 kHz的最低超聲頻率下可獲得最佳崩解結(jié)果。本研究采用20 kHz 超聲處理污泥達(dá)到最佳污泥溶胞效果，與A. TIEHM 等猜想一致。低超聲頻率處理污泥可獲得較高的SCOD，是因為低頻超聲可以產(chǎn)生機械剪切力，促進了污泥細(xì)胞破碎，促使內(nèi)容物流出。

2.1.3 超聲振幅對污泥溶胞效果的影響

圖3顯示了在超聲時間5 min、超聲頻率20 kHz條件下，污泥溶出SCOD 隨超聲振幅的變化。

圖3 超聲振幅對溶出SCOD 的影響Fig. 3 Effects of ultrasonic amplitude on dissolved SCOD

超聲處理前污泥中的SCOD 為89 mg/L，由圖3可知，在經(jīng)過振幅為60%、70%、80%的超聲處理后，污泥的SCOD 分別增加至376、393、407.5 mg/L。這可能是超聲振幅增大一定程度上強化了超聲對污泥的空化作用，空化氣泡振動加劇，空化氣泡破碎產(chǎn)生的流體力學(xué)剪切力增大，對污泥中微生物細(xì)胞破壞作用在一定程度上增強〔13〕。繼續(xù)增大振幅至90%和100%，可以看出污泥SCOD 增量趨近于0，因此繼續(xù)增加振幅會增大不必要的能耗，故設(shè)定最佳振幅為80%。

綜合2.1.1~2.1.3 小節(jié)實驗結(jié)果，可知單獨超聲處理剩余污泥的最佳處理條件為：超聲處理時間5 min，頻率20 kHz，振幅80%，此條件下，污泥溶出SCOD 為407.5 mg/L。

2.2 超聲聯(lián)合生物酶處理剩余污泥

在溫度為35 ℃、發(fā)酵時間為14 d 條件下，向經(jīng)最優(yōu)條件下超聲處理后的剩余污泥中分別投加污泥質(zhì)量5%的α-淀粉酶、纖維素酶、溶菌酶和復(fù)合酶進行厭氧發(fā)酵，考察超聲聯(lián)合生物酶處理下污泥SCOD、TN、NH4+-N、PO43--P 等的變化，以探究生物酶對剩余污泥厭氧消化的影響〔14〕。

2.2.1 超聲聯(lián)合生物酶處理下污泥SCOD 的變化

圖4顯示了超聲聯(lián)合不同生物酶處理下污泥SCOD 隨時間的變化。

圖4 不同生物酶處理下SCOD 隨時間的變化Fig. 4 Changes in SCOD over time under different enzymes treatments

由圖4 可知，在14 d 的發(fā)酵時間內(nèi)，4 種酶作用下剩余污泥溶出SCOD 大體上均呈先增加后下降趨勢，且以SCOD 溶出效果由好到壞對酶進行排序為復(fù)合酶>溶菌酶>α-淀粉酶>纖維素酶，即復(fù)合酶對剩余污泥的水解作用最好，這與N. PARMAR 等〔15〕的研究結(jié)果相似。在發(fā)酵2 d 后，投加了復(fù)合酶、溶菌酶的污泥發(fā)酵系統(tǒng)SCOD 達(dá)到最高，較超聲處理后污泥分別提高了2 384.9、1 840 mg/L；發(fā)酵4 d 后，投加了纖維素酶、α-淀粉酶的污泥發(fā)酵系統(tǒng)SCOD 達(dá)到最高，較超聲處理后污泥分別提高了1 280、1 403.7 mg/L。然而對照組污泥SCOD 提高并不顯著，最高僅為448.9 mg/L，說明相較于單純使用超聲對污泥進行處理，采用超聲聯(lián)合生物酶進行處理會更有效促進污泥溶胞和有機物的溶出〔12〕。可能的原因是，單純使用超聲，超聲的聲化學(xué)效應(yīng)和流體剪切力在一定程度會破壞微生物細(xì)胞，但由于細(xì)胞壁的阻礙作用，一部分細(xì)胞還處在破碎的邊緣，所加入的生物酶可以有效破壞污泥微生物細(xì)胞壁，促使這一部分微生物細(xì)胞中的有機物溶出。后期污泥中SCOD 出現(xiàn)下降，是因為有機物開始向甲烷轉(zhuǎn)化。

2.2.2 超聲聯(lián)合生物酶處理下總氮和氨氮的變化

TN 和NH3-N 是剩余污泥厭氧發(fā)酵的副產(chǎn)物，是衡量污泥厭氧發(fā)酵性能的指標(biāo)之一。超聲聯(lián)合不同生物酶處理下剩余污泥中TN 隨發(fā)酵時間的變化見圖5。

圖5 不同生物酶處理下TN 隨時間的變化Fig. 5 Changes of TN over time under different biological enzymes treatments

由圖5 可知，隨著發(fā)酵時間的延長，剩余污泥中的TN 總體呈現(xiàn)先增加后下降，或先增加后下降，之后又有所增加的趨勢。當(dāng)發(fā)酵時間為4 d 時，單酶中溶菌酶作用下的TN 達(dá)到最大，為345 mg/L，而復(fù)合酶的TN 溶出量高于所有單酶，達(dá)到397 mg/L。從剩余污泥中TN 的整體變化來看，TN 溶出效果為復(fù)合酶>溶菌酶>α-淀粉酶>纖維素酶>空白對照。

污泥中TN 在發(fā)酵初期增加的原因是超聲聯(lián)合生物酶處理污泥促進了污泥絮體的裂解，導(dǎo)致了污泥中各種無機氮和有機氮含量的增高。之后TN 下降可能是因為反硝化和厭氧氨氧化作用下，污泥中的N 元素被轉(zhuǎn)化為N2或其他氣態(tài)氮化合物逸出。研究表明，在污泥厭氧消化過程中，硝化作用和反硝化作用從未停止〔16〕。其中纖維素酶和α-淀粉酶處理下的污泥中TN 在發(fā)酵10~12 d 有顯著的增加趨勢，可能是揮發(fā)到空氣中的氨態(tài)氮由于污泥液相中滲透壓的降低，又重新被污泥液相吸收，導(dǎo)致污泥中的TN 重新升高。

二沉池污泥中的NH4+-N 在污泥中以游離氨（NH3）和離子銨（NH4+）的形式存在，其主要來源于污泥中有機氮化合物的分解。圖6 所示為超聲聯(lián)合不同生物酶處理下剩余污泥中NH4+-N 隨發(fā)酵時間的變化。

由圖6 可知，本研究NH4+-N 最大可達(dá)60.2 mg/L。在整個發(fā)酵反應(yīng)過程NH4+-N 的變化中，在大部分生物酶處理下，污泥溶出NH4+-N 在第2 天均出現(xiàn)不同程度的下降，只有在α-淀粉酶處理下NH4+-N 出現(xiàn)了升高，第2 天NH4+-N 達(dá)到60.2 mg/L，可能的原因為污泥中的蛋白質(zhì)是NH4+-N 生成的主要來源，而陳小粉等〔17〕的研究表明投加淀粉酶對蛋白質(zhì)的溶出有一定促進作用。總體來看，隨著發(fā)酵時間的延長，超聲聯(lián)合不同生物酶處理下的剩余污泥NH4+-N含量有所波動，但在發(fā)酵時間為14 d 時，均低于NH4+-N 初始值。此研究中污泥NH4+-N 隨時間的變化與劉國華等〔7〕的研究不一致，劉國華等研究結(jié)果顯示NH4+-N 隨發(fā)酵時間延長不斷增加，可能原因是其只采用生物酶進行污泥發(fā)酵，導(dǎo)致微生物細(xì)胞破壁速度較慢，致使NH4+-N 不斷溶出，而本研究采用超聲聯(lián)合生物酶處理污泥，超聲預(yù)處理階段污泥中的NH4+-N 大量溶出，而在厭氧發(fā)酵階段，可消耗NH4+-N 的微生物將污泥中溶出的NH4+-N 轉(zhuǎn)化為自身繁殖代謝所需氮源，所以出現(xiàn)降低趨勢。

2.2.3 超聲聯(lián)合生物酶處理下污泥PO43--P 的變化

有機磷作為胞外聚合物組成部分之一，可在厭氧微生物作用下被轉(zhuǎn)化為PO43-，也是衡量污泥厭氧發(fā)酵性能的指標(biāo)之一。超聲聯(lián)合不同生物酶處理下剩余污泥中PO43--P 隨發(fā)酵時間的變化見圖7。

由圖7 可以看出，本研究中最大PO43--P 為11.2 mg/L。在發(fā)酵過程中，污泥發(fā)酵至第2 天時，PO43--P迅速增加，溶出效果為溶菌酶>復(fù)合酶>α-淀粉酶>纖維素酶>空白對照。在整個污泥厭氧發(fā)酵過程中，剩余污泥中的PO43--P 大體上呈現(xiàn)先增加后下降的趨勢。PO43--P 升高可能原因是超聲和生物酶聯(lián)合處理促進了污泥水解和污泥絮體的破壞，致使PO43--P 溶出，但研究表明磷釋放還可能涉及聚磷菌的生物行為，并與磷的賦存形態(tài)、污泥性質(zhì)有關(guān)〔18〕。某些污泥中的酶，如堿性磷酸酶可能也會被降解形成PO43--P〔19〕。污泥中的PO43--P 在達(dá)到峰值之后開始下降，可能是由于污泥中某些金屬陽離子與PO43--P 結(jié)合形成沉淀使其濃度下降〔20〕。其中反應(yīng)14 d 后，在溶菌酶作用下的剩余污泥PO43--P 質(zhì)量濃度最大，達(dá)到了11.2 mg/L，之后依次為復(fù)合酶、α-淀粉酶和纖維素酶，溶菌酶對磷的快速溶出可能是因為溶菌酶的加入促進了聚磷菌對PO43--P 的釋放。

2.2.4 超聲聯(lián)合生物酶處理下污泥產(chǎn)酸研究

VFAs 為乙酸、丙酸、異丁酸、正丁酸、異戊酸和正戊酸之和。污泥厭氧消化產(chǎn)酸是大分子有機物轉(zhuǎn)化小分子有機物，再由小分子轉(zhuǎn)化為揮發(fā)酸的過程。而酶可以促進污泥厭氧消化產(chǎn)酸，其作用體現(xiàn)在不同的酶可對特異性底物進行分解，如淀粉酶可水解淀粉為葡萄糖、麥芽糖，而G. BAHREINI 等〔21〕的研究表明纖維素酶顯著提高了體系對纖維素的去除率。圖8 為超聲聯(lián)合不同生物酶處理下剩余污泥VFAs 隨時間的變化。

圖8 不同生物酶處理下VFAs 隨時間的變化Fig. 8 Changes in VFAs over time under different biological enzymse treatments

由圖8 可知，超聲聯(lián)合不同生物酶處理下污泥VFAs 隨著時間的增加大體呈現(xiàn)先增加后下降的趨勢，污泥VFAs 均在第4 天達(dá)到峰值，空白對照條件下的VFAs 在第8 天達(dá)到峰值，其中第4 天依照最佳產(chǎn)酸量對各實驗進行排序為復(fù)合酶>溶菌酶>纖維素酶>α-淀粉酶>空白對照，其VFAs 分別為1 465.8、1 240.4、982.5、801.9、163.5 mg/L。剩余污泥經(jīng)過超聲和生物酶處理后，污泥中有機物小分子大量溶出，并在產(chǎn)酸菌的作用下生成大量的VFAs，之后又在產(chǎn)甲烷菌和污泥自身的作用下，促使VFAs 向甲烷轉(zhuǎn)化，導(dǎo)致 VFAs 的減少。綜上，在超聲聯(lián)合生物酶處理下，超聲聯(lián)合復(fù)合酶效果最好，剩余污泥最佳產(chǎn)酸時間為4 d。剩余污泥發(fā)酵會產(chǎn)生大量的氮和磷，因此脫氮除磷尤為重要，生物脫氮除磷的首選底物是乙酸和丙酸〔22〕，乙酸的優(yōu)點是可以被直接利用，而丙酸被認(rèn)為是增強生物除磷的最優(yōu)碳源〔23〕。因此實驗進一步對超聲聯(lián)合不同生物酶處理下乙酸和丙酸產(chǎn)量隨時間的變化進行了探究，結(jié)果見圖9。

圖9 不同生物酶處理下乙酸和丙酸隨時間的變化Fig.9 Changes in acetic acid and propionic acid over time under different enzymes treatments

從圖9（a）可以看出，乙酸質(zhì)量濃度在整個剩余污泥發(fā)酵過程中大體呈現(xiàn)先增加后下降趨勢，當(dāng)發(fā)酵進行到第4 天時乙酸質(zhì)量濃度最大，且各發(fā)酵體系排序為復(fù)合酶（1 058.6 mg/L）>纖維素酶（451.6 mg/L）>溶菌酶（406.41）>α-淀粉酶（333.6 mg/L）>空白對照（62.4 mg/L）。復(fù)合酶發(fā)酵體系效果最好可能是因為復(fù)合酶可從多個污泥活性位點來水解污泥，促進有機物小分子向揮發(fā)性脂肪酸轉(zhuǎn)化，加快丙酸、異丁酸、正丁酸等長鏈酸向乙酸轉(zhuǎn)化。纖維素酶的效果優(yōu)于α-淀粉酶和溶菌酶，原因是剩余污泥中含有較多的纖維素、半纖維素和木質(zhì)纖維素，纖維素酶可促使纖維素和半纖維素溶解，促進其轉(zhuǎn)化為葡萄糖，促進了乙酸的生產(chǎn)〔24〕。

由圖9（b）可知，在整個污泥發(fā)酵過程中，丙酸含量也大體呈現(xiàn)先升高后下降趨勢，其中溶菌酶作用下污泥在發(fā)酵進行到第4 天時丙酸質(zhì)量濃度為524.3 mg/L，復(fù)合酶作用下污泥中丙酸質(zhì)量濃度為136.0 mg/L。

3 結(jié)論

1）超聲預(yù)處理剩余污泥的最佳條件為超聲處理時間5 min、超聲頻率20 kHz、超聲振幅80%，在此條件下，污泥溶出SCOD 達(dá)到407.5 mg/L。

2）在超聲處理后生物酶調(diào)節(jié)的污泥厭氧發(fā)酵系統(tǒng)中，在酶投量為污泥質(zhì)量的5%、溫度35 ℃條件下，VFAs 產(chǎn)量在第4 天達(dá)到峰值，依照產(chǎn)酸量對酶體系進行排序為復(fù)合酶>溶菌酶>纖維素酶>α-淀粉酶>空白對照。超聲聯(lián)合復(fù)合酶產(chǎn)酸效果最好，在第4 天產(chǎn)酸量達(dá)到最大值1 465.8 mg/L，其中乙酸量為1 058.6 mg/L，丙酸量為136.0 mg/L。溶菌酶效果優(yōu)于其他單酶，產(chǎn)酸量達(dá)1 240.4 mg/L，乙酸量為406.4 mg/L，丙酸量為524.3 mg/L。污泥發(fā)酵液副產(chǎn)物中TN 大體上呈現(xiàn)先增加后下降或先增加后下降之后又有所增加的趨勢，NH4+-N 有所波動，而PO43--P大體上呈先增加后下降趨勢。