实验所用污泥取自上海某污水处理厂浓缩池，静置24 h，过1.25 mm筛。餐厨垃圾取自上海某高校食堂，先手工分拣出骨头、鱼刺以及饮食器具等杂物，再用食品搅拌机搅碎，以增加样品的均一性^[20]。

为研究污泥与餐厨垃圾自身特性的变化情况，选取2个比较有代表性的季节进行采样，即微生物最为活跃的夏季和最不活跃的冬季进行采样。虽然采集前的存放时间、存放条件会对餐厨垃圾与污泥性质变化产生影响，但事实上，目前在收集前做不到控温保存。因此，本研究主要关注收集后的保存。由于从采样地点到实验室，路上的时间均不超过5 min，故路途运输对基质性质的可能影响可以忽略。采集的样品到实验室后立即经过挑选粉碎等处理后分成3份，用玻璃容器盛装分别放置在4、20、35 ℃的培养箱中并保持温度恒定，玻璃容器不进行密封，每隔一段时间取样，测定其化学指标以表征其自身特性的变化。

总糖用苯酚-硫酸法^[21]测定，总蛋白质用BUCHI K-370全自动凯氏定氮仪测定，氨氮的测定方法为纳氏试剂分光光度法，总挥发性脂肪酸(TVFA)用比色法测定，pH采用雷磁pH计^[22]测定。挥发性脂肪酸(VFAs)样品测试前经过0.45 μm的滤膜过滤，加3%的磷酸酸化，VFAs采用气相色谱法，所用仪器为安捷伦GC7890B。乳酸通过超高效液相色谱仪(Acquity^TM，美国Waters)进行测定，样品在测定前经过0.45 μm的滤膜过滤，流动相为经过磷酸调节pH为2.7的0.01 mol·L^-1的NaH₂PO₄溶液。

图 1所示为夏季和冬季取样污泥在不同温度环境中各指标的变化情况。如图 1(a)和图 1(b)所示，在4 ℃条件下，冬季取样的污泥总糖和总蛋白质在42 d内基本没有降解，其降解率分别仅为0.28%与0.60%；NH₃-N在42 d的保存时间内逐步被释放，基本呈现稳步上升的趋势(图 1(c))；pH的波动较明显，在保存前30 d内pH均在初始值附近，而在30 d之后出现了较明显上升(图 1(d))。由此可见，4 ℃是污泥储存的较佳环境，并且对于冬季取样污泥，在4 ℃环境中可以储存30 d。夏季取样污泥的总糖和总蛋白质在保存15 d左右开始略有降解，在33 d的保存时间内总糖降解率为1.33%，总蛋白质为1.35%(图 1(a)和图 1(b))。NH₃-N与pH也是在15 d后开始出现了明显上升(图 1(c)和图 1(d))。由此可见，夏季取样污泥在4 ℃环境中的可保存时间为15 d。

由图 1(a)和图 1(b)可知，在保存温度为20 ℃时，冬季与夏季取样的污泥，其总糖和总蛋白质在观察期内降解率相当，分别在3%~4%及16%左右，但其开始大幅降解的时间有所不同：冬季取样污泥的总糖从第18天开始降解率才略有增加，总蛋白质从第9天开始有较大幅度降解。pH在前12 d均在初始值附近波动，12 d后开始出现较明显上升(图 1(d))；而NH₃-N从保存初期就出现含量升高的现象(图 1(c))。对于夏季取样污泥，总糖总蛋白质在第6天开始有较明显降解(图 1(a)和图 1(b))，而pH在第2天就开始出现较大幅度上升，在33 d的保存时间内，pH由6.32上升至7.08(图 1(d))；NH₃-N在20 ℃的保存环境中，自始至终均呈现稳步上升的趋势(图 1(c))。经过以上分析可知，无论冬季还是夏季取样，污泥在20 ℃的环境中保存效果不佳，20 ℃条件不利于污泥的储存。

同保存在20 ℃环境中类似，保存在35 ℃环境中的冬季与夏季取样污泥，其总糖和总蛋白质在观察期内降解率相当，分别为7%和20%左右，但其开始大幅降解的时间有所不同：冬季取样污泥，其总糖和总蛋白质在第3天有较明显降解；夏季取样污泥，其总糖在第1天、蛋白质在第2天就有较明显的降解(图 1(a)和图 1(b))。NH₃-N在夏季和冬季取样污泥中均有较大幅度上升，在观察期内(33 d/42 d)分别上升为初始值的4.42倍和7.3倍(图 1(c))。由此可见，污泥的各项指标在35 ℃环境中变化幅度较剧烈，不利于污泥的储存。

综上所述，为要保持污泥的理化性质，4 ℃为较佳的保存条件。这是由于低温可以抑制污泥内部水解以及内核中蛋白的转化，有利于维持储存过程中污泥的稳定性^[14]。并且在4 ℃条件下时，微生物的生长繁殖、生命活动受到限制，同时影响微生物降解有机物的速率，因此，4 ℃是保持污泥细胞结构的生物量、活性、沉降性和完整性的最佳保存温度^[23]，有利于污泥的储存运输。此外，由实验结果可知：在4 ℃环境中，冬季采样污泥的可保存时间为30 d，夏季采样污泥的可保存时间为15 d左右。

图 2所示为夏季和冬季取样的新鲜餐厨垃圾在不同温度环境中各指标随保存时间的变化情况。对于保存在4 ℃环境中冬季取样的餐厨垃圾，总蛋白质含量在保存第6天开始有明显降解，42 d内的降解率为10.58%；总糖在第2天就开始出现较大幅度降解，观察期内(42 d)降解率可达24.95%(图 2(a)和图 2(b))。pH在保存第2天也出现明显下降，由6.36下降到5.92(图 2(d))，说明样品从第2天开始出现较明显的水解酸化。由此可见，冬季取样餐厨垃圾在4 ℃环境中可以保存1 d。夏季取样餐厨垃圾的总糖在前6 d有较明显降解，6 d后降解较少；总蛋白质在2~4 d左右降解明显，35 d内总糖及总蛋白质的降解率分别为23.98%与9.54%(图 2(a)和图 2(b))。夏季取样餐厨垃圾pH在取样当天仅为5.04(通常pH在6.0~6.5)，说明样品在取样当天就出现了较明显的水解酸化；在随后的保存中，pH持续下降，第6天时pH下降至4.38，至观察期末(33 d)pH为4.36(图 2(d))。

在保存条件为20 ℃和35 ℃时，对于总糖，无论冬季还是夏季取样的餐厨垃圾，都是取样前几日就有明显降解。20 ℃环境中，总糖降解率均为53%~54%；35 ℃环境中，总糖降解率均为60%~62%。对于蛋白质，夏季取样的餐厨垃圾在取样第1天就开始降解，而冬季取样的餐厨垃圾在20 ℃环境中第3天才开始有明显降解。20 ℃环境中，总蛋白质降解率为32%(图 2(a))；35 ℃环境中，总蛋白质降解率为37%(图 2(b))。TVFA整体呈持续上升的趋势，最高达到19 994 mg·L^-1(冬季取样，35 ℃环境中，图 2(c))。对pH来说，夏季取样餐厨垃圾在20 ℃条件下第2天的pH就由初始的5.04下降为3.89，到保存末期33 d时pH已下降至3.36。35 ℃条件下夏季取样的餐厨垃圾在保存第4天时pH即由初始的5.04下降为3.52，至观察期末(33 d)时pH已下降至3.19(图 2(d))。总体来说，不论夏季还是冬季取样的餐厨垃圾，35 ℃条件下pH下降最快，其次为20 ℃，4 ℃保存时餐厨垃圾pH下降最为平缓；而对于相同的保存条件，夏季取样较冬季取样的餐厨垃圾酸化程度更强，pH更低。

在餐厨垃圾保存过程中，随着有机物的水解，产酸细菌会将挥发性有机物转化为各种有机酸^[24]。图 3(a)~(c)分别为夏季取样的餐厨垃圾在4、20、35 ℃条件下保存过程中VFAs各组分含量的变化情况。其中4 ℃和20 ℃时乙醇、丙酸、正丁酸、异戊酸、正戊酸的含量低于检出限，35 ℃时乙醇、异戊酸、正戊酸的含量低于检出限，因此在图 3中未显示。可以看出，乙酸和异丁酸初始浓度(以COD计)已经分别达到5 263.01 mg·L^-1和9 764.00 mg·L^-1，说明餐厨垃圾在保存之前已经出现了较明显的变质酸化现象。对于4 ℃和20 ℃保存环境，最主要的挥发酸为乙酸和异丁酸。4 ℃保存时，乙酸含量整体表现为先上升后下降的趋势，在保存第3天上升至6 018.69 mg·L^-1，随后降低，到第7天浓度为4 541.91 mg·L^-1；异丁酸整体表现为先下降后上升的趋势，在保存前4 d异丁酸浓度下降到6 012.66 mg·L^-1，随后出现回升，到观察期末(第7天)浓度为6 131.56 mg·L^-1。对于20 ℃保存环境，乙酸和异丁酸在前3 d均表现为下降趋势，乙酸浓度在第3天下降至1 539.40 mg·L^-1，而异丁酸已检测不到，第4天时乙酸含量出现回升并在接下来的保存中整体表现为上升趋势。35 ℃环境中保存的餐厨垃圾挥发酸种类最为复杂，有乙酸、丙酸、异丁酸和正丁酸，其中最主要为乙酸。在保存前3 d乙酸浓度出现下降，下降至2 488.72 mg·L^-1，随后的4~6 d出现回升，但在第7天时出现大幅下降，浓度仅为976.83 mg·L^-1；异丁酸除采样当天及第2天检测到少量外，其余时间均未检出；正丁酸和丙酸分别在第6天和第7天时出现，其中正丁酸在第7天时浓度出现大幅上升，达到27 458.08 mg·L^-1，说明餐厨垃圾35 ℃保存后期最主要有机酸为正丁酸。

图 4显示了夏季取样的餐厨垃圾分别在4、20、35 ℃条件下保存过程中的乳酸含量变化情况。由图 4可知，采样当天乳酸初始浓度(以COD计)已经达到9 416.44 mg·L^-1，进一步说明样品在保存之前已经出现较明显的酸化现象。观察期内(7 d)各保存温度下的乳酸含量都有明显上升，并且上升程度表现为：35 ℃最快，20 ℃次之，4 ℃最小。4 ℃和20 ℃条件下保存的餐厨垃圾乳酸含量持续上升，在保存第7天时分别达到16 789.97 mg·L^-1和52 177.65 mg·L^-1。分析表明：20 ℃条件下的pH较4 ℃下降更快，因此，20 ℃体系中的酸性条件致使乳酸菌保持较高活性而其他产酸微生物活性下降甚至消失；4 ℃条件下保存的pH下降最为缓慢，因此，乳酸含量上升也较平缓，体系中除了乳酸菌保持较高活性外，其他产酸微生物也保持一定活性。35 ℃环境下的乳酸含量表现为先上升后下降，第4天时乳酸最高为56 896.71 mg·L^-1，随后含量出现快速下降，至第7天时下降至与初始值相当的水平。这是因为，在35 ℃条件下，餐厨垃圾在保存初期pH即下降至3.6左右，在低pH条件下，大部分微生物难以存活，而乳酸菌却仍可保持较高活性，保存前期体系中乳酸含量持续上升^[25]；保存过程中体系pH基本保持稳定，因此，餐厨垃圾中其他暂时被抑制的微生物逐渐适应低pH环境而开始活跃，出现其他有机酸的代谢途径，并且在中后期逐渐占据优势且以乳酸作为基质，出现乳酸含量下降而其他有机酸浓度上升的现象，这与刘继舟^[26]的研究一致。相关研究也表明，餐厨垃圾发酵类型的变化是由厌氧菌细胞内各种辅酶数量的比例决定的，而影响辅酶的因素主要是pH和温度^[27]。

从以上分析可以看出，餐厨垃圾的pH在保存前期下降迅速。pH的变化主要取决于体系中有机酸浓度的变化，因此可以推测，pH快速下降主要是由于乳酸含量的迅速上升^[28]。总的来说，餐厨垃圾在20 ℃和35 ℃条件下保存，达不到要求的保存效果；在4 ℃的温度条件下，餐厨垃圾冬季取样可以保存1 d。这是因为，在餐厨垃圾水解酸化的过程中，温度对其有较大影响^[29]。在温度较高时，餐厨垃圾中富含的有机物很快会发酵而腐烂变质^[30]，微生物生长繁殖，生命活动进程也会加快，不利于餐厨垃圾的储存。在各保存温度下，夏季和冬季取样餐厨垃圾的pH都有不同程度的下降，说明餐厨垃圾在各保存温度下都产生了“酸败”现象^[28]，其中有机酸产物主要为乳酸，其次为乙酸、丁酸等。

综合不同季节取样的污泥和餐厨垃圾在不同保存温度下的性质变化可以发现，同一季节采样并在同样保存温度条件下，污泥和餐厨垃圾的理化性质变化有较明显不同。餐厨垃圾的有机质(总糖和总蛋白质)较污泥的下降更为剧烈，这是由于餐厨垃圾有机质含量很高(TCOD达到200 000~400 000 mg·L^-1)且多为易降解有机物，而污泥中的有机物含量相对较低(TCOD仅为85 000~100 000 mg·L^-1)，且大部分被细胞壁包裹且难降解，因此，污泥总有机质的下降程度较餐厨垃圾缓慢得多，相应的理化性质变化也较餐厨垃圾不显著。另外，污泥在保存过程中NH₃-N和pH均逐步上升。这主要是由于污泥中高浓度的蛋白质在降解过程中不断分解，提高了污泥整体的碱度，而餐厨垃圾在相同的保存条件下，碳源被微生物分解为各种有机酸，致使餐厨垃圾出现酸化甚至酸中毒现象，使得pH不断降低。此外，不同季节取样对理化性质的影响非常明显，无论污泥或餐厨垃圾，夏季取样的理化性质变化均明显快于冬季，这是因为，虽然样品从样地(污水处理厂或食堂)取回后马上置于实验室设定温度条件下保存，但在取样之前，污泥或餐厨垃圾都会暴露在环境中一段时间，由于夏季所处的温度较高，各种微生物种类数量较多、活性较强，致使有机质分解迅速，因此，基质在夏季的理化性质变化也较冬季明显。对于同种基质，不同季节取样在不同温度下保存。在35 ℃保存条件下，夏季与冬季取样差距较小，这是因为，35 ℃保存条件下微生物很活跃，有机物降解迅速，基质理化性质变化很快；在4 ℃保存条件下，夏季与冬季取样区别较大，说明采样前温度环境对基质的影响也很大。

由此可知，污泥与餐厨垃圾的保存条件对其后续的使用效果至关重要，保存时间过长或温度不适会导致污泥与餐厨垃圾中的总糖、总蛋白质等有机物被大量降解，pH也与保存之前有较大差异，若继续进行后续的资源化利用如厌氧发酵等将对实验效果产生较大影响。

1) 无论冬季还是夏季取样，35 ℃条件下保存的污泥或餐厨垃圾理化性质变化最为强烈，20 ℃次之，4 ℃变化最为缓慢。

2) 在各温度条件下，夏季与冬季所取样品的降解程度没有太大差异，只是开始明显降解的时间不同，通常夏季早于冬季。

3) 冬季取样的污泥在4 ℃环境中可以保存30 d，夏季取样的污泥在4 ℃环境中可以保存15 d，20 ℃和35 ℃环境对于污泥保存效果不佳。

4) 对于餐厨垃圾，只有在冬季取样时，可在4 ℃环境中保存1 d，而其他情况，餐厨垃圾均发生了明显的变质酸化现象，其中乳酸为最主要有机酸。