由于我國城市污水中碳源含量低，導(dǎo)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(chǎn)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(jī)物，其含量為60%~80%左右，而污泥預(yù)處理技術(shù)可以很好地實現(xiàn)污泥溶胞，促進(jìn)污泥中有機(jī)物的釋放，可以作為碳源補(bǔ)充強(qiáng)化生物脫氮.
微波輻射技術(shù)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(jié)能高效等優(yōu)點，逐步受到重視并應(yīng)用于污泥預(yù)處理.越來越多的研究表明，微波預(yù)處理能有效實現(xiàn)污泥溶胞，釋放出污泥中的EPS和微生物(Micro-Organism)細(xì)胞中的蛋白質(zhì)、多糖等有機(jī)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(yù)處理研究，結(jié)果表明，優(yōu)化后的微波-過氧化氫-堿預(yù)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(jī)物.
盡管污泥破解后釋放了大量的溶解性有機(jī)物，但其中也包含一些大分子、難降解有機(jī)物，這些物質(zhì)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(jīng)過MW-H2O2-OH預(yù)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(dǎo)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(zhì)轉(zhuǎn)化為易生物降解的小分子物質(zhì)，小分子物質(zhì)進(jìn)一步轉(zhuǎn)化為揮發(fā)性脂肪酸，從而增加溶解性有機(jī)物與易生物降解有機(jī)物的比例.污泥水解酸化過程產(chǎn)生的大量溶解性有機(jī)物與揮發(fā)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(jìn)污泥中的懸浮固體溶解和大分子有機(jī)物降解，強(qiáng)化污泥水解，縮短污泥水解時間，改善污泥性能，還對環(huán)境無二次污染，經(jīng)濟(jì)高效（指效能高的），易控制.
因此，為了有效提高微波預(yù)處理污泥釋放的溶解性有機(jī)物碳源的可利用性，本研究將MW-H2O2-OH預(yù)處理與污泥水解酸化技術(shù)結(jié)合，并通過外加蛋白酶、淀粉酶強(qiáng)化污泥水解，以進(jìn)一步縮短污泥水解酸化時間，提高釋放的溶解性有機(jī)物中易降解組分含量.同時，通過考察MW-H2O2-OH預(yù)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(qiáng)化污泥水解酸化的效果及其污泥上清液中有機(jī)物的變化與組成特征，進(jìn)而優(yōu)化微波預(yù)處理后污泥的水解酸化條件，以期為后續(xù)的污泥高效（指效能高的）資源化利用奠定(make)基礎(chǔ).
2 材料(Material)與方法
2.1 試驗裝置
微波設(shè)備采用自主研制的微波反應(yīng)器JWFY-1T，頻率為2450 MHz，磁控管最大輸出功率為1 kW，可進(jìn)行無級調(diào)節(jié)，最高溫度為100 ℃.反應(yīng)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(tǒng)AMPTSⅡ，采用容積為0.65 L的玻璃反應(yīng)器，反應(yīng)器中放入0.4 L污泥混合液，反應(yīng)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(biāo)準(zhǔn)篩以除去大顆粒雜質(zhì).試驗采用MW-H2O2-OH預(yù)處理工藝，其操作條件如下：加入5 mol ? L-1 NaOH溶液，調(diào)節(jié)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(xù)升溫至100 ℃，結(jié)束.剩余污泥經(jīng)過MW-H2O2-OH預(yù)處理后，按照I/S為0.07的比例進(jìn)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(jìn)行水解酸化作為對照組.根據(jù)已有相關(guān)研究結(jié)果，高溫更利于污泥水解，可以得到較大產(chǎn)酸量，同時，兩種酶的最適反應(yīng)溫度均在55 ℃左右，因此，采用55 ℃作為水解酸化溫度.反應(yīng)器中污泥混合液總量為0.4 L，取樣時間設(shè)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(zhì)見表 1.
表1 試驗所用污泥的主要性質(zhì)
2.3 分析(Analyse)方法
T
S、V
S、氨氮、T
N、總磷按照標(biāo)準(zhǔn)方法測定;pH采用pH計測定;污泥經(jīng)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(zhì)、VF
A、氨（化學(xué)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(zhì)分別采用Dubois法和Lowry法測定，標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)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(jìn)行測定，檢測器為火焰離子化檢測器FID，色譜柱為HP-FFAP毛細(xì)管柱.為了測定VFA組分，濾液要用2 mol ? L-1 HCl調(diào)pH至2.0以下，然后轉(zhuǎn)移到1.5 mL的氣相色譜進(jìn)樣瓶中.VFA組分通過以下轉(zhuǎn)換因子轉(zhuǎn)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(biāo)準(zhǔn)偏差.
3 結(jié)果與討論
3.1 MW-H2O2-OH預(yù)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(chǎn)物為可溶性氨基酸、葡萄糖等有機(jī)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(xiàn)先增加后降低（reduce)的變化規(guī)律.在圖 1中，剩余污泥直接水解酸化為對照組，經(jīng)過MW-H2O2-OH預(yù)處理后進(jìn)行水解酸化為預(yù)處理組.中性蛋白酶和中溫α-淀粉酶的加入對預(yù)處理后污泥的水解有促進(jìn)作用，在最初的0.5 d內(nèi)各組的SCOD均大幅度提高，在0.5 d時達(dá)到最大，預(yù)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(yù)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(yù)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(jī)物，如蛋白質(zhì)、糖類和脂肪等逐漸釋放，由固相轉(zhuǎn)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(fā)生在最初0.5 d內(nèi)，這與研究結(jié)果比較一致.由于外加酶本身是蛋白質(zhì)，也可以貢獻(xiàn)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(jīng)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(yù)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(yù)處理組分別增加了3225、3685、3795、4095、4325 mg ? L-1的SCOD.這進(jìn)一步說明中性蛋白酶和中溫α-淀粉酶的加入對預(yù)處理后污泥的水解有促進(jìn)作用.從第4 d開始，除了預(yù)處理組，其他各組的SCOD濃度均呈現(xiàn)不同程度的下降.SCOD濃度的升高或降低，主要取決于SCOD的產(chǎn)生速率和消耗速率.如果產(chǎn)生速率大于消耗速率，則表現(xiàn)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(chǎn)生的VFA在厭氧環(huán)境中進(jìn)一步分解產(chǎn)生CH4、CO2等.因此，第4 d開始污泥可能開始大幅度的產(chǎn)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(yīng)該不大于4 d，以達(dá)到在不改變碳源總量的基礎(chǔ)上，增加溶解性有機(jī)物與易生物降解有機(jī)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(yù)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(yù)處理組在18 d的反應(yīng)時間內(nèi)，總VFA濃度都是先增大后減小，對照組在第4 d達(dá)到最大值，預(yù)處理組在第10 d達(dá)到最大值，比對照組提高了116.11%，這說明經(jīng)過MW-H2O2-OH預(yù)處理的污泥進(jìn)行水解酸化能產(chǎn)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(nèi)，對照組產(chǎn)生的VFA濃度均高于預(yù)處理組.但在4 d以后，預(yù)處理組產(chǎn)生的VFA濃度均高于對照組.對照組于第12 d結(jié)束水解酸化，而預(yù)處理組在第18 d結(jié)束水解酸化.
預(yù)處理組在最初的2 d，總VFA濃度變化不大，存在產(chǎn)酸滯后期，這可能是由于經(jīng)過MW-H2O2-OH預(yù)處理后污泥中殘留了部分H2O2或預(yù)處理過程中產(chǎn)生的副產(chǎn)物，這些物質(zhì)很有可能破壞了微生物細(xì)胞或者抑制了微生物的新陳代謝等，對水解酸化微生物產(chǎn)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(yù)處理組在0.5~2 d內(nèi)的溶合性蛋白質(zhì)濃度相對恒定，與VFA情況相一致.經(jīng)歷了一段產(chǎn)酸滯后期之后，最初殘留的過氧化氫或副產(chǎn)物產(chǎn)生的抑制被解除，水解酸化微生物活性恢復(fù)，溶解性蛋白質(zhì)大量被消耗，開始大量產(chǎn)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(nèi)的蛋白質(zhì)、油脂、DNA組分等.外源性H2O2能夠透過細(xì)胞膜迅速擴(kuò)散，對細(xì)胞強(qiáng)加急性應(yīng)激.H2O2也被用作遺傳毒性試劑，通過產(chǎn)生羥基自由基接近DNA分子，破壞DNA鏈.暴露于氧化應(yīng)激下的DNA會發(fā)生超過20種類型的堿基損傷及細(xì)胞膜透化和膜流動性的改變并誘發(fā)細(xì)胞死亡.有報道指出，僅1 μmol ? L-1的胞內(nèi)過氧化氫就能破壞胞內(nèi)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(fā)現(xiàn)，除MW-100 ℃組，其余各組的MW與MW-H2O2的最終甲烷產(chǎn)量相近，但MW-H2O2組厭氧消化過程有機(jī)物降解速率常數(shù)低于對照組和MW組.研究發(fā)現(xiàn)，微波與過氧化氫聯(lián)合處理城市有機(jī)固體廢物，雖然釋放了大量溶合性有機(jī)物，卻導(dǎo)致厭氧消化效率降低.經(jīng)過微波-過氧化氫處理的實驗組產(chǎn)氣都顯示出一個較長的滯后期，同時導(dǎo)致累積沼氣產(chǎn)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(chǎn)物產(chǎn)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(yīng)樣品中殘留的過氧化氫或者預(yù)處理過程中產(chǎn)生了能夠抑制厭氧微生物的毒性物質(zhì)，這有待深入研究.
基于SCOD濃度，由3.1節(jié)得出最佳水解酸化時間應(yīng)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(dá)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(xiàn)先增加后降低的變化規(guī)律，這與Luo等的研究結(jié)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(fā)現(xiàn)，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(guī)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(yù)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(fā)現(xiàn)，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(guī)律，說明隨著淀粉酶投加量的增大，將先促進(jìn)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(yù)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(yù)處理導(dǎo)致的產(chǎn)酸滯后現(xiàn)象.同時，本研究發(fā)現(xiàn)高投加量組都出現(xiàn)了嚴(yán)重的水解酸化抑制現(xiàn)象，抑制原因有待進(jìn)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(chǎn)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(yù)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(xiàn)先增加后降低（reduce)的變化規(guī)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(jié)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(yù)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(jié)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(dǎo)，后期是異戊酸主導(dǎo)，同樣的規(guī)律也出現(xiàn)在30 mg ? g-1組和90 mg ? g-1組，而預(yù)處理組一直是乙酸主導(dǎo).
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(yù)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(zhì)(protein)的影響
眾所周知，蛋白質(zhì)和糖類為污泥中兩種主要組分，也是生成VFA的主要基質(zhì).顆粒有機(jī)物的水解程度可以通過溶解性蛋白質(zhì)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(zhì)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(zhì)水解成溶解性的小分子多肽、二肽等物質(zhì)，同時污泥中的水解酸化菌也會分泌胞外酶，促使蛋白質(zhì)水解成溶解性的小分子多肽、二肽等物質(zhì)，初期蛋白質(zhì)的溶出過程占主導(dǎo)地位，表現(xiàn)為溶解性蛋白質(zhì)濃度的增加.之后隨著酶活性的下降及溶解性蛋白質(zhì)的溶出速率減慢，可供釋放的蛋白質(zhì)底物逐漸殆盡等，而溶解性蛋白質(zhì)的水解過程繼續(xù)，最終促使溶解性蛋白質(zhì)濃度下降.
從圖 4a可知，溶解性糖類濃度均大體呈現(xiàn)先增加后降低的變化規(guī)律.各組均在水解酸化初期的0.5 d內(nèi)，通過外加酶催化和污泥自身水解酸化的共同作用，水解產(chǎn)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(yù)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(yù)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(xù)，最終促使溶解性糖類濃度下降，并基本在2 d時達(dá)到動態(tài)平衡，穩(wěn)定在1000~2000 mg ? L-1.有文獻(xiàn)報道，在55 ℃下，多糖在2 d內(nèi)可水解完全.
從圖 4b可知，溶解性蛋白質(zhì)濃度均呈現(xiàn)先增加后降低的變化規(guī)律.各組在水解酸化初期的0.5 d內(nèi)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(zhì).0.5 d時，預(yù)處理組的溶解性蛋白質(zhì)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(zhì)濃度分別高于預(yù)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(zhì)的分解速率大于溶解性蛋白質(zhì)的生成速率，表現(xiàn)為溶解性蛋白質(zhì)濃度的下降，并最終穩(wěn)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(zhì)的濃度一直維持在較高的濃度、溶解性蛋白質(zhì)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(jī)物主要有蛋白質(zhì)、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(jù)文獻(xiàn)報道，1 g蛋白質(zhì)x)相當(dāng)于1.5 g COD，1 g糖類相當(dāng)于1.07 g COD.
對照組、預(yù)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(nèi)，隨著水解酸化時間的延長，溶解性蛋白質(zhì)所占的比例均在下降，總VFA所占的比例均在提高，由3.1節(jié)可知，0.5~4 d各組的SCOD濃度基本不變，因此，達(dá)到了在不改變碳源總量的基礎(chǔ)上增加溶解性有機(jī)物與易生物降解有機(jī)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(zhì)、溶解性糖類3類物質(zhì)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(yǎng)物釋放情況
氮磷伴隨著有機(jī)物的溶出而釋放，釋放多少與污泥的水解酸化程度有關(guān).從圖 6可知，剩余污泥經(jīng)過MW-H2O2-OH預(yù)處理后，TN濃度大幅度提高.不同處理組經(jīng)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
