??? 細菌是完成水解酸化作用的主要微生物，可以統(tǒng)稱為水解與發(fā)酵細菌；還有一些專門分解或合成乙酸的細菌，這里可以把它們一起統(tǒng)稱為發(fā)酵產酸細菌。這些細菌大多數為專性厭氧菌，也有不少兼性厭氧菌，根據其生理代謝功能可分為以下幾類：
??? a、蛋白質分解菌。這類細菌的作用是水解蛋白質形成氨基酸，進一步分解成有機酸、硫醇、氨和硫化氫。在一些消化池中，蛋白質分解菌主要是革蘭氏陽性菌，其中梭菌占優(yōu)勢。非蛋白質的含氮化合物，如嘌呤、嘧啶等物質也能被其分解。
??? b、碳水化合物分解菌。這類細菌的作用是水解碳水化合物成葡萄糖，以具有內生孢子的桿狀菌占優(yōu)勢。丙酮、丁醇梭狀芽孢桿菌能分解碳水化合物產生丙酮、丁醇、乙酸和氫等。這些梭狀芽孢桿菌是厭氧的、產芽孢的細菌，因此它們能在惡劣的環(huán)境條件下存活。
??? c、脂肪分解菌。這類細菌的功能是將脂肪分解成短鏈的脂肪酸，脂肪酸進一步分解成甲烷和二氧化碳。在消化池中弧菌是占優(yōu)勢的脂肪分解菌。
??? d、纖維素分解菌。參與對纖維素的分解，纖維素的分解是厭氧消化的重要一步，對消化速度起著制約的作用。這類細菌利用纖維素并將其轉化為CO2、H2、乙醇和乙酸。
??? e、產氫產乙酸菌及同型產乙酸菌。產氫產乙酸菌在消化池中降解芳香族酸和其它有機酸而生成乙酸、H2；在降解奇數碳素時還形成CO2。丙酮酸是微生物降解碳水化合物的主要中間產物。一些產氫菌能在厭氧條件下轉化丙酮酸成乙酸、CO2并放出H2。同型產乙酸菌可將一碳化合物（如H2/ CO2或甲酸等）或多碳化合物代謝為乙酸。但與甲烷菌代謝H2/CO2的情況相比，同型產乙酸菌的作用也許在于發(fā)酵多碳化合物而不產生氫。無論何種情況，同型產乙酸菌代謝的最后結果是使系統(tǒng)維持低的氫分壓。
??? 水解和酸化階段在理論上可以區(qū)分，但是大量的研究結果表明，除去采用水解酶工藝外，在實際中的混合微生物系統(tǒng)中，即使嚴格控制條件，水解和酸化也是無法截然分開。這主要是因為水解菌是一種具有水解能力的發(fā)酵細菌，水解是耗能過程，發(fā)酵細菌付出能量進行水解的目的，就是為了獲取進行發(fā)酵的水溶性基質，并通過胞內的生化反應取得，同時排出代謝產物(厭氧條件下主要為各種SCFAs )。
??? 2.2污泥發(fā)酵產酸影響因素
??? 污泥產酸很大程度上受到污泥性質、環(huán)境因素（如溫度、pH、氧化還原電位等)、運行參數(如水力停留時間、固體停留時間等)的影響。此外，污泥的種類、污泥粒徑、產酸采用的工藝類型及反應器構造等也在一定程度上影響污泥酸化產物的形成。
??? 1）? 水力停留時間（HRT）
??? HRT是水解反應器運行控制的重要參數之一,它對反應器的影響隨著反應器的功能不同而不同。對于單純以水解為目的的反應器，HRT越長，被水解物質與水解微生物接觸時間也越長，相應地水解效率也就越高。Eastman和Ferguson對城市污水初沉污泥的HRT與水解效率的研究結果表明，隨著HRT的延長，溶出COD的濃度就越高，亦即水解效率越高。
??? Elefsiniotis和Oldham采用上流式厭氧污泥床反應器（UASB）和完全混合式反應器（CMR）研究了HRT對初沉污泥發(fā)酵產酸的影響。結果表明：無論是UASB系統(tǒng)，還是CMR系統(tǒng)，當HRT逐漸升高到12h時，產生的SCFAs的濃度和產率(單位為mgSCFAs/mgVSS·d)逐漸升高，并且沒有發(fā)現甲烷產生；當HRT為12h，得到最大的產率大約為0.12mgSCFAs/mg VSS·d；當HRT為15h時，觀察到了污泥的甲烷化；產生的SCFAs主要為乙酸和丙酸，UASB和CMR系統(tǒng)的數值略有些差別。
??? 2）? 污泥停留時間（SRT）
??? 污泥停留時間是指污泥在反應器中的停留時間，在連續(xù)流反應器中，SRT具有重要的參考意義。SRT與HRT是完全不同的兩個運行參數，然而，在多數研究厭氧消化水解酸化階段的文獻中，HRT和SRT幾乎是相同的，原因是他們采用的工藝是傳統(tǒng)的沒有固體回流的連續(xù)流運行系統(tǒng)。有機物降解程度也是SRT的函數。由于甲烷菌的增殖較慢，對環(huán)境條件的變化十分敏感，要獲得足夠多的甲烷菌以及穩(wěn)定的消化效果就需要保持較長的污泥齡。因此，可以通過控制系統(tǒng)的SRT而使得厭氧消化過程處在水解發(fā)酵階段或產甲烷階段。
??? Miron等研究了SRT在初沉污泥消化中脂肪、糖和蛋白質的水解和酸化，研究發(fā)現，糖的水解隨著SRT的增加而增加，大約有20％～60％的顆粒性物質在產酸階段和甲烷化情況下水解。SRT在2－6d時，SCFAs占VSS含量的6％到26％之間。SCFAs濃度隨著SRT值增大、發(fā)酵固體濃度降低以及溫度上升而增加。SRT為5d時的產率最高，為0.26mgSCFAs/mgVSS，比SRT為2d時的產率高出30％。
??? Mahmoud等考察了不同SRT下，CSTR反應器中初沉污泥水解和酸化的程度。研究表明，當SRT分別為10、15、20和30d時，水解的有機物占進水中總有機物的比例分別為23.85%、40.70%、41.40%和42.10%；酸化的有機物所占的比例為22.42%、39.03%、40.97和41.62%。
??? 有文獻研究發(fā)現，初沉污泥在SRT=10～20d時的有機酸濃度比其在SRT=5d時濃度有明顯的提高，除此之外，有機酸的組成及其含量也受到SRT的影響。當SRT 由5d增加到20d時，乙酸和丙酸的含量隨著SRT的增加而逐漸減少，丁酸的含量則逐漸增加；在SRT=10d時異丁酸、正戊酸、3-甲基丁酸和2-甲基丁酸的百分含量幾乎是SRT=5和20d的二倍。無論SRT如何變化，初沉污泥厭氧發(fā)酵產生的有機酸的主要組份為乙酸和丙酸，二者占總有機酸的80%左右。
??? Skalsky和Daigger研究了SRT對初沉污泥厭氧發(fā)酵的影響，發(fā)現當SRT小于5d時，初沉污泥的有機酸濃度隨著SRT的增加而增大；在SRT為5d時，得到最高的有機酸濃度為0.26mgSCFAs/mgVSS；當SRT進一步增加到6d時，有機酸的濃度有所降低。
??? 因此，較長的SRT有利于污泥的水解發(fā)酵，然而，進一步增加SRT并不能使得污泥水解酸化的程度大幅度的提高，相反過長的SRT則使得產生的有機酸被進一步消耗。
??? 3） 溫度
??? 水解酸化細菌對溫度的適應性很強，在低溫（5－20℃）、中溫（20－42℃）、高溫（42－75℃）、甚至在更高溫度(100℃以上)的情況下都能生存。溫度對水解酸化細菌的影響主要通過對酶活性的影響來影響微生物生長速率與基質的代謝速率，因而與有機物的降解速率和污泥量的變化有關。
??? Skalsky和Daigger利用污泥進行發(fā)酵產酸的研究中發(fā)現，當系統(tǒng)的泥齡控制在2d時，SCFAs在14℃下的生成速率比它在21℃下的生成速率降低了42%。Ferreiro和Soto在考察溫度對初沉污泥水解發(fā)酵的影響時，發(fā)現初沉污泥在10℃、20℃及35℃下的一級水解速率常數分別為0.038d-1、0.095 d-1和0.169 d-1，隨著溫度的升高，溶解性COD和SCFAs的濃度都有所增加。此外，他們還發(fā)現，溫度對SCFAs的分布也有一定的影響，即對于大致相同的VSS濃度（約5g/L左右），當溫度由10℃升至20℃再升至35℃的過程中，乙酸的含量逐漸升高，丙酸的含量逐漸下降，丁酸的含量則基本保持恒定。Mahmond等也報道當系統(tǒng)的泥齡為10d時，污泥在25℃下水解和酸化的COD分別占進水總COD的23.85%和22.42%，而在35℃下水解和酸化的COD分別為進水總COD的41.1%和40.54%。這些結果表明，溫度升高有利于污泥厭氧發(fā)酵產酸。
??? 4）? pH值
??? 微生物對pH值有一個適應范圍，但微生物對pH值的變化的適應要比其對溫度變化的適應慢得多。pH是影響酶活性的主要因素之一，因此適應于每一種酶生長的pH有一定的范圍。大多數污泥厭氧水解菌與發(fā)酵產酸菌對pH有較大范圍的適應性，水解和發(fā)酵產酸過程可在寬達3.5－10的范圍內順利進行。
??? 產酸菌自身對環(huán)境pH值的變化有一定的影響，而產酸菌對環(huán)境pH值的適應范圍相對較寬，一些產酸菌可以在pH=5.5－8.5范圍內生長良好，有時甚至可以在pH值為5.0以下環(huán)境中生長。以前的研究大多認為酸性條件利用污泥發(fā)酵產酸，如Elefsiniotis等認為，pH值范圍在4.3－7.0時，對初沉污泥發(fā)酵產酸影響不大，而pH值大于7.0時則抑制SCFAs的產生；最佳的pH值為5.5－6.5，pH值朝酸性方向或堿性方向移動時，水解速率都將減小。但本課題組的研究卻發(fā)現，堿性條件可以更好的促進污泥產酸，污泥在常溫(21±1℃)及8d的發(fā)酵時間內，pH為8-10的短鏈脂肪酸濃度是pH為4-7的3-5倍。
??? pH值對有機酸的分布也有一定的影響，不同pH值下水解液中不同的揮發(fā)性有機酸的組成和相對含量不同。研究表明，丙酸的含量隨pH值的降低而增加，丁酸的含量則隨著pH值的升高而增加。pH值在4.3－4.6之間，有利于丙酸的產生；而pH值在5.9－6.2之間對丁酸的產生有促進作用。Eastman和Ferguson研究發(fā)現，當pH值從7.0降低至5.0的過程中，丙酸在生成的有機酸中所占的比例逐漸增加。Zoetemeyer等人在考察葡萄糖厭氧發(fā)酵時發(fā)現，當pH值在4.5－8.0的范圍內，丙酸的含量在pH=4.5時最高。Yu 等人采用上向流反應器考察了pH值（4.0－6.5）對乳制品厭氧發(fā)酵的影響，結果表明，在溫度為37℃，水力停留時間為12小時，pH值大于5.5時乙酸和丁酸為主要產物；pH值小于5.5時，丙酸為主要產物。
??? Horiuchi等用人工神經網絡模擬污泥連續(xù)厭氧酸化過程，認為將反應器中的pH值從6.0調至8.0，主要產物將從丁酸變?yōu)橐宜岷捅?，并且這個現象是可重現與可逆的，不受稀釋所影響。
??? 5）? 氧化還原電位(ORP)
??? 污泥發(fā)酵體系中所有能形成氧化還原電對的化學物質的存在狀態(tài)決定著體系中的ORP值，厭氧狀態(tài)的主要標志是污泥發(fā)酵液具有低的ORP值，其值為負值。
??? 不同的厭氧發(fā)酵系統(tǒng)要求的ORP值不同；同一系統(tǒng)中，不同細菌要求的ORP值也不盡相同。研究表明，水解產酸細菌對ORP的要求不甚嚴格，甚至可以在+100~-100mV的兼性條件下生長繁殖，而甲烷細菌最適宜的ORP值為-350mV或更低?？梢?，如果污泥厭氧發(fā)酵的試驗目的是為了獲取更多的可生化降解的物質，則并不要求ORP值低于-350rnV以下，所以也并不需要使裝置保持嚴格的封閉狀態(tài)，杜絕空氣的深入，而且操作中帶入少量的溶解氧(Dissolved oxygen, DO)影響也不大。
??? Chiu等在采用堿液和對剩余污泥進行預處理的系統(tǒng)中，測得ORP值在-50~-500mV間變化，同時發(fā)現ORP值隨著SCOD值的增高而有所降低，當SCOD值變化平緩時，ORP值在漸漸升高然后也趨于平緩?？梢姡琌RP值的變化可以用來判斷SCOD的變化趨勢。Chang等在采用NaOH對剩余污泥進行預處理的發(fā)酵系統(tǒng)中，發(fā)現ORP值不僅與SCOD值有很好的線性關系(線性回歸的相關系數在0.96以上)，而且與系統(tǒng)中的pH值也呈直線變化，得到方程ORP=-47.06× pH+506.11(R2=0.98)?？梢?，加入H+或OH-進行預處理時，對SCOD等水解產物的變化有一定的影響。
??? 6）? 污泥性質與粒徑
??? 污泥的主要成份為蛋白質、碳水化合物及脂肪。在相同的條件下，多糖、蛋白質和脂肪的水解速率依次減小。Yu和Fang考察了蛋白質和多糖在55℃下的水解過程，他們發(fā)現多糖在2d內水解完全，而蛋白質在2d后才開始水解。對于同類有機物，分子量越大，水解越困難。比如，二聚糖比三聚糖容易水解，低聚糖比高聚糖容易水解。就分子結構來說，直鏈比支鏈易于水解，支鏈比環(huán)狀易于水解；單環(huán)化合物比雜環(huán)或多環(huán)化合物易于水解。
??? 污泥粒徑也是影響污泥水解酸化速率的重要因素之一。粒徑越大，單位重量有機物的比表面積越小，水解速率也越小。文獻中用可生物降解纖維素為代表性物質，就粒徑對污泥水解過程的影響進行了系統(tǒng)的分析，當進水中顆粒態(tài)有機物的濃度為8g/L、水解液pH值為5.6時，污泥的粒徑越小，水解液中溶解性的COD濃度就越高，表明水解速率越大。