由于我國城市污水中碳源含量低，導致污水生物脫氮效果不理想，因此，需要外加碳源，這將大大增加污水處理的成本.污水生物處理過程產生的大量剩余污泥的處理處置已成為污水處理廠面臨的另一難題.污泥的主要成分為有機物，其含量為60%~80%左右，而污泥預處理技術可以很好地實現污泥溶胞，促進污泥中有機物的釋放，可以作為碳源補充強化生物脫氮.
微波輻射技術作為熱處理方式之一，具有加熱均勻、升溫速度快、易于操控、節能高效等優點，逐步受到重視并應用于污泥預處理.越來越多的研究表明，微波預處理能有效實現污泥溶胞，釋放出污泥中的EPS和微生物(Micro-Organism)細胞中的蛋白質、多糖等有機物.本課題組前期開展了大量常溫常壓下微波及其組合工藝污泥預處理研究，結果表明，優化后的微波-過氧化氫-堿預處理工藝比微波其他組合工藝具有更好的污泥破壁溶胞效果，能夠使污泥釋放大量溶解性有機物.
盡管污泥破解后釋放了大量的溶解性有機物，但其中也包含一些大分子、難降解有機物，這些物質較難被生物脫氮過程中的微生物利用.易生物降解COD的含量是影響生物脫氮除磷效果的重要因素之一，課題組前期的研究工作表明，經過MW-H2O2-OH預處理后，污泥釋放的易生物降解底物少于SCOD的30%，總可生物降解底物僅占SCOD的46%，這導致只有一部分COD用于生物脫氮，碳源可利用性低.
水解酸化過程可以將難生物降解的大分子物質轉化為易生物降解的小分子物質，小分子物質進一步轉化為揮發性脂肪酸，從而增加溶解性有機物與易生物降解有機物的比例.污泥水解酸化過程產生的大量溶解性有機物與揮發性脂肪酸，可以為生物反硝化脫氮提供碳源.同時，外加水解酶，如淀粉酶、蛋白酶等，不僅可以促進污泥中的懸浮固體溶解和大分子有機物降解，強化污泥水解，縮短污泥水解時間，改善污泥性能，還對環境無二次污染，經濟高效（指效能高的），易控制.
因此，為了有效提高微波預處理污泥釋放的溶解性有機物碳源的可利用性，本研究將MW-H2O2-OH預處理與污泥水解酸化技術結合，并通過外加蛋白酶、淀粉酶強化污泥水解，以進一步縮短污泥水解酸化時間，提高釋放的溶解性有機物中易降解組分含量.同時，通過考察MW-H2O2-OH預處理及中性蛋白酶和中溫α-淀粉酶添加對污泥水解酸化的影響，明確酶強化污泥水解酸化的效果及其污泥上清液中有機物的變化與組成特征，進而優化微波預處理后污泥的水解酸化條件，以期為后續的污泥高效（指效能高的）資源化利用奠定(make)基礎.
2 材料(Material)與方法
2.1 試驗裝置
微波設備采用自主研制的微波反應器JWFY-1T，頻率為2450 MHz，磁控管最大輸出功率為1 kW，可進行無級調節，最高溫度為100 ℃.反應器腔體最大容積25 L，配有攪拌裝置和熱電偶溫度傳感器.
水解酸化試驗采用全自動甲烷潛力測試系統AMPTSⅡ，采用容積為0.65 L的玻璃反應器，反應器中放入0.4 L污泥混合液，反應器采用水浴恒溫并配有攪拌裝置，攪拌速度為80 r ? min-1.
2.2 試驗方法
剩余污泥取自北京清河污水處理廠，取回后靜置濃縮并置于4 ℃保存.接種污泥為北京小紅門污水處理廠中溫厭氧消化出泥.剩余污泥、接種污泥試驗前過18目標準篩以除去大顆粒雜質.試驗采用MW-H2O2-OH預處理工藝，其操作條件如下：加入5 mol ? L-1 NaOH溶液，調節樣品pH至10，600 W微波功率下，升溫至80 ℃，然后按m/m=0.2加入30%的過氧化氫，繼續升溫至100 ℃，結束.剩余污泥經過MW-H2O2-OH預處理后，按照I/S為0.07的比例進行厭氧消化污泥接種，之后添加酶活為20×104 U ? g-1的中性蛋白酶和酶活為1×104 U ? g-1的中溫α-淀粉酶，中性蛋白酶的投加比例分別為0、
30、60、120、180 mg ? g-1，中溫α-淀粉酶的投加比例分別為0、
30、60、90、120、180 mg ? g-1，以剩余污泥直接進行水解酸化作為對照組.根據已有相關研究結果，高溫更利于污泥水解，可以得到較大產酸量，同時，兩種酶的最適反應溫度均在55 ℃左右，因此，采用55 ℃作為水解酸化溫度.反應器中污泥混合液總量為0.4 L，取樣時間設置為0、0.5、2、4、6、8、10、12、14、16、18 d.試驗所用污泥的主要性質見表 1.
表1 試驗所用污泥的主要性質
2.3 分析(Analyse)方法
T
S、V
S、氨氮、T
N、總磷按照標準方法測定;pH采用pH計測定;污泥經8000 r ? min-1離心20 min后，上清液過0.45 μm或0.22 μm乙酸纖維濾膜，濾液用來測定SCO
D、溶解性糖類、溶解性蛋白質、VF
A、氨（化學式：NH3） 氮、總氮、總磷.TCOD和SCOD采用DR2800 HACH 分光光度計測定;糖類、蛋白質分別采用Dubois法和Lowry法測定，標準物質分別為牛血清蛋白和D-葡萄糖;C2~C5的VFA組分采用氣相色譜進行測定，檢測器為火焰離子化檢測器FID，色譜柱為HP-FFAP毛細管柱.為了測定VFA組分，濾液要用2 mol ? L-1 HCl調pH至2.0以下，然后轉移到1.5 mL的氣相色譜進樣瓶中.VFA組分通過以下轉換因子轉換成COD值：1.07 g ? g-1、1.51 g ? g-1、1.82 g ? g-1、2.04 g ? g-1.總VFA的含量按照各VFA組分的加和計算得出.所有樣品均測量2～3次，取平均值并給出標準偏差.
3 結果與討論
3.1 MW-H2O2-OH預處理及酶添加對污泥水解酸化過程中SCOD的影響
水解過程的初始產物為可溶性氨基酸、葡萄糖等有機物，可以用SCOD表示，因此，水解程度的變化可以表示為SCOD濃度的變化.從圖 1可以看出，SCOD濃度均呈現先增加后降低（reduce)的變化規律.在圖 1中，剩余污泥直接水解酸化為對照組，經過MW-H2O2-OH預處理后進行水解酸化為預處理組.中性蛋白酶和中溫α-淀粉酶的加入對預處理后污泥的水解有促進作用，在最初的0.5 d內各組的SCOD均大幅度提高，在0.5 d時達到最大，預處理組的SCOD濃度比對照組提高了100.23%，不同蛋白酶投加組的SCOD濃度比預處理組分別提高了34.95%、44.42%、67.31%、77.90%，不同淀粉酶投加組的SCOD濃度比預處理組分別提高了30.21%、43.18%、52.31%、63.25%、75.42%.這主要是由于在外加酶催化和污泥水解的共同作用下，固相有機物，如蛋白質、糖類和脂肪等逐漸釋放，由固相轉移到液相，使SCOD濃度升高.之后的3.5 d，SCOD濃度基本保持不變，波動不大，這說明污泥的水解主要發生在最初0.5 d內，這與研究結果比較一致.由于外加酶本身是蛋白質，也可以貢獻一部分SCOD，但通過同樣裝置、溫度及投加量等條件下的清水實驗研究表明，經過0.5 d，
30、60、120、180 mg ? g-1組的SCOD分別為850、1685、3300、4050 mg ? L-1，扣除蛋白酶本身的SCOD，投加不同蛋白酶相對于預處理組分別增加了3410、3415、38
30、4020 mg ? L-1的SCOD.同樣的，
30、60、90、120、180 mg ? g-1組的SCOD分別為615、1305、2005、2675、3525 mg ? L-1，扣除(deduct)淀粉酶本身的SCOD，投加不同淀粉酶相對于預處理組分別增加了3225、3685、3795、4095、4325 mg ? L-1的SCOD.這進一步說明中性蛋白酶和中溫α-淀粉酶的加入對預處理后污泥的水解有促進作用.從第4 d開始，除了預處理組，其他各組的SCOD濃度均呈現不同程度的下降.SCOD濃度的升高或降低，主要取決于SCOD的產生速率和消耗速率.如果產生速率大于消耗速率，則表現為SCOD濃度的提高，反之，則為SCOD濃度的下降.SCOD濃度的降低主要是因為水解酸化產生的VFA在厭氧環境中進一步分解產生CH4、CO2等.因此，第4 d開始污泥可能開始大幅度的產生CH4、CO2等，消耗了SCOD，SCOD總量下降，意味著可以用于生物脫氮除磷的碳源變少了.因此，最佳水解酸化時間應該不大于4 d，以達到在不改變碳源總量的基礎上，增加溶解性有機物與易生物降解有機物比例的目的.
圖1 不同條件下SCOD濃度隨水解酸化時間的變化
3.2 MW-H2O2-OH預處理(chǔ lǐ)及酶添加對污泥水解酸化過程中總VFA及其組分的影響
從圖 2可知，對照組和預處理組在18 d的反應時間內，總VFA濃度都是先增大后減小，對照組在第4 d達到最大值，預處理組在第10 d達到最大值，比對照組提高了116.11%，這說明經過MW-H2O2-OH預處理的污泥進行水解酸化能產生較多的VFA，碳源可利用性提高，但水解時間被延長.在最初的4 d內，對照組產生的VFA濃度均高于預處理組.但在4 d以后，預處理組產生的VFA濃度均高于對照組.對照組于第12 d結束水解酸化，而預處理組在第18 d結束水解酸化.
預處理組在最初的2 d，總VFA濃度變化不大，存在產酸滯后期，這可能是由于經過MW-H2O2-OH預處理后污泥中殘留了部分H2O2或預處理過程中產生的副產物，這些物質很有可能破壞了微生物細胞或者抑制了微生物的新陳代謝等，對水解酸化微生物產生了一定的毒害作用，抑制了初期污泥的水解酸化.同時，在圖 4中也看到，預處理組在0.5~2 d內的溶合性蛋白質濃度相對恒定，與VFA情況相一致.經歷了一段產酸滯后期之后，最初殘留的過氧化氫或副產物產生的抑制被解除，水解酸化微生物活性恢復，溶解性蛋白質大量被消耗，開始大量產酸.
圖2 不同條件下總VFA濃度隨水解酸化時間的變化
過氧化氫對酶活性及微生物的代謝有一定的毒害作用.過氧化氫能夠破壞生物體內的蛋白質、油脂、DNA組分等.外源性H2O2能夠透過細胞膜迅速擴散，對細胞強加急性應激.H2O2也被用作遺傳毒性試劑，通過產生羥基自由基接近DNA分子，破壞DNA鏈.暴露于氧化應激下的DNA會發生超過20種類型的堿基損傷及細胞膜透化和膜流動性的改變并誘發細胞死亡.有報道指出，僅1 μmol ? L-1的胞內過氧化氫就能破壞胞內的DNA和特定的酶，如脫水酶.因此，過氧化氫可以用來抑制致病菌的生長.
研究發現，除MW-100 ℃組，其余各組的MW與MW-H2O2的最終甲烷產量相近，但MW-H2O2組厭氧消化過程有機物降解速率常數低于對照組和MW組.研究發現，微波與過氧化氫聯合處理城市有機固體廢物，雖然釋放了大量溶合性有機物，卻導致厭氧消化效率降低.經過微波-過氧化氫處理的實驗組產氣都顯示出一個較長的滯后期，同時導致累積沼氣產量降低，作者推測可能是因為微波-過氧化氫處理過程中殘留的過氧化氫或者生成的副產物產生了毒性抑制作用，在開始階段抑制了微生物活性.也可能是接種物沒有充足的時間適應樣品中殘留的過氧化氫或者預處理過程中產生了能夠抑制厭氧微生物的毒性物質，這有待深入研究.
基于SCOD濃度，由3.1節得出最佳水解酸化時間應不大于4 d.在前4 d，各組的總VFA濃度均在增加，在4 d時達到最大，因此，基于總VFA濃度，最佳水解酸化時間為4 d.各組總VFA濃度均大體呈現先增加后降低的變化規律，這與Luo等的研究結果相一致.中性蛋白酶在第4 d時各組的總VFA濃度大小依次為30 mg ? g-1組>60 mg ? g-1組>120 mg ? g-1組>180 mg ? g-1.可以發現，隨著酶投加量的增加，總VFA濃度在下降.在其他水解時間，也有類似的規律，說明蛋白酶投加量越大，越抑制水解酸化過程，最佳的蛋白酶投加量為30 mg ? g-1組，此時總VFA濃度為3373.39 mg ? L-1，比單純預處理組總VFA濃度1849.73 mg ? L-1提高了82.37%.同樣的，中溫α-淀粉酶在第4 d時各組的總VFA濃度大小依次為90 mg ? g-1組>30 mg ? g-1組≈60 mg ? g-1組>120 mg ? g-1組>180 mg ? g-1組.可以發現，隨著酶投加量的增加，總VFA濃度先增大后減小.在其他水解時間，也有類似的規律，說明隨著淀粉酶投加量的增大，將先促進后抑制水解酸化過程，最佳的淀粉酶投加量為90 mg ? g-1，此時總VFA濃度為3226.79 mg ? L-1，比單純預處理組總VFA濃度1849.73 mg ? L-1提高了74.45%.然而，在第4 d時，30 mg ? g-1組的總VFA濃度比90 mg ? g-1組提高了4.54%.中性蛋白酶和中溫α-淀粉酶的加入，解除了微波-過氧化氫-堿預處理導致的產酸滯后現象.同時，本研究發現高投加量組都出現了嚴重的水解酸化抑制現象，抑制原因有待進一步探索.
不同種類的VFA對生物脫氮除磷效率會有不同的影響，將污泥的水解酸化產物用于外加碳(C)源，不同VFA組分含量就變得十分重要.對照組、預處理組、30 mg ? g-1組和90 mg ? g-1組的各VFA組分含量隨水解時間的變化如圖 3所示.各組VFA組分濃度均大體呈現先增加后降低（reduce)的變化規律.對照組、30 mg ? g-1組、90 mg ? g-1組VFA的主要組分均為乙酸、正丁酸、異戊酸，這與之前的研究（research)結果相一致，但VFA 3種主要組分的排序稍有差異，其中，在第4 d時3種主要VFA組分分別占總VFA的74.69%、84.76%、86.70%，乙酸占總VFA比例分別為51.09%、46.53%、45.94%.預處理組VFA的主要組分為乙酸、異戊酸、丙酸，這與之前的研究結果相一致，但VFA 3種主要組分的排序稍有差異，其中，在第4 d時3種主要VFA組分占總VFA的77.92%，乙酸占總VFA比例為47.89%.從圖 3可知，對照組的水解酸化前期一直是乙酸、正丁酸主導，后期是異戊酸主導，同樣的規律也出現在30 mg ? g-1組和90 mg ? g-1組，而預處理組一直是乙酸主導.
圖3 不同條件下各VFA組分濃度隨水解酸化時間的變化
3.3 MW-H2O2-OH預處理及酶添加對污泥水解酸化過程中溶解性糖類和溶解性蛋白質(protein)的影響
眾所周知，蛋白質和糖類為污泥中兩種主要組分，也是生成VFA的主要基質.顆粒有機物的水解程度可以通過溶解性蛋白質和溶解性糖類的濃度間接表示出來.污泥水解過程中存在蛋白質的溶出-水解過程：在外加蛋白酶催化和微生物自身水解酸化的共同作用下，不溶性大分子蛋白質水解成溶解性的小分子多肽、二肽等物質，同時污泥中的水解酸化菌也會分泌胞外酶，促使蛋白質水解成溶解性的小分子多肽、二肽等物質，初期蛋白質的溶出過程占主導地位，表現為溶解性蛋白質濃度的增加.之后隨著酶活性的下降及溶解性蛋白質的溶出速率減慢，可供釋放的蛋白質底物逐漸殆盡等，而溶解性蛋白質的水解過程繼續，最終促使溶解性蛋白質濃度下降.
從圖 4a可知，溶解性糖類濃度均大體呈現先增加后降低的變化規律.各組均在水解酸化初期的0.5 d內，通過外加酶催化和污泥自身水解酸化的共同作用，水解產生了大量的溶解性糖類，尤其是180 mg ? g-1組、180 mg ? g-1組和90 mg ? g-1組.0.5 d時，預處理組的溶解性糖類濃度比對照組提高了469.55%，30 mg ? g-1組、90 mg ? g-1組、180 mg ? g-1組和180 mg ? g-1組的溶解性糖類濃度比預處理組分別提高了23.37%、106.43%、257.14%、272.11%.之后隨著酶活性的下降(descend)及溶解性糖類的溶出速率減慢，可供釋放的糖類底物逐漸殆盡等，而溶解性糖類的水解酸化過程繼續，最終促使溶解性糖類濃度下降，并基本在2 d時達到動態平衡，穩定在1000~2000 mg ? L-1.有文獻報道，在55 ℃下，多糖在2 d內可水解完全.
從圖 4b可知，溶解性蛋白質濃度均呈現先增加后降低的變化規律.各組在水解酸化初期的0.5 d內均通過外加酶催化和污泥水解酸化的共同作用，水解生成了大量的溶解性蛋白質.0.5 d時，預處理組的溶解性蛋白質濃度高于對照組461.65%.30 mg ? g-1組、90 mg ? g-1組、180 mg ? g-1組和180 mg ? g-1組的溶解性蛋白質濃度分別高于預處理組16.83%、28.24%、55.95%、53.98%.30 mg ? g-1組和90 mg ? g-1組從0.5 d開始，溶解性蛋白質的分解速率大于溶解性蛋白質的生成速率，表現為溶解性蛋白質濃度的下降，并最終穩定在2000 mg ? L-1左右.但180 mg ? g-1組和180 mg ? g-1組在0.5~6 d時溶解性蛋白質的濃度一直維持在較高的濃度、溶解性蛋白質濃度隨水解酸化時間的變化
3.4 碳源組成特征
污泥在水解酸化過程中溶出的有機物主要有蛋白質、糖類、脂類和VFA等，其中，脂類的含量較小，所以本研究中未測定.根據文獻報道，1 g蛋白質x)相當于1.5 g COD，1 g糖類相當于1.07 g COD.
對照組、預處理組、酶最佳投加量組30 mg ? g-1組和90 mg ? g-1組的碳源組成隨水解時間的變化如圖 5所示.在0.5~4 d內，隨著水解酸化時間的延長，溶解性蛋白質所占的比例均在下降，總VFA所占的比例均在提高，由3.1節可知，0.5~4 d各組的SCOD濃度基本不變，因此，達到了在不改變碳源總量的基礎上增加溶解性有機物與易生物降解有機物比例的目的，其中第4 d，相對于其他組，30 mg ? g-1組的總VF
A、溶解性蛋白質、溶解性糖類3類物質占SCOD的比例最高.
圖5 不同條件下碳源組成隨水解酸化時間的變化
3.5 營養物釋放情況
氮磷伴隨著有機物的溶出而釋放，釋放多少與污泥的水解酸化程度有關.從圖 6可知，剩余污泥經過MW-H2O2-OH預處理后，TN濃度大幅度提高.不同處理組經過4 d的水解酸化后，NH4+-
N、TN濃度均有所提高，尤其是氨氮濃度，這些氨氮主要來
