由于我国城市污水中碳源含量低，导致污水生物脱氮效果不理想，因此，需要外加碳源，这将大大增加污水处理的成本.污水生物处理过程产生的大量剩余污泥的处理处置已成为污水处理厂面临的另一难题.污泥的主要成分为有机物，其含量为60%~80%左右，而污泥预处理技术可以很好地实现污泥溶胞，促进污泥中有机物的释放，可以作为碳源补充强化生物脱氮.
微波辐射技术作为热处理方式之一，具有加热均匀、升温速度快、易于操控、节能高效等优点，逐步受到重视并应用于污泥预处理.越来越多的研究表明，微波预处理能有效实现污泥溶胞，释放出污泥中的EPS和微生物(Micro-Organism)细胞中的蛋白质、多糖等有机物.本课题组前期开展了大量常温常压下微波及其组合工艺污泥预处理研究，结果表明，优化后的微波-过氧化氢-碱预处理工艺比微波其他组合工艺具有更好的污泥破壁溶胞效果，能够使污泥释放大量溶解性有机物.
尽管污泥破解后释放了大量的溶解性有机物，但其中也包含一些大分子、难降解有机物，这些物质较难被生物脱氮过程中的微生物利用.易生物降解COD的含量是影响生物脱氮除磷效果的重要因素之一，课题组前期的研究工作表明，经过MW-H2O2-OH预处理后，污泥释放的易生物降解底物少于SCOD的30%，总可生物降解底物仅占SCOD的46%，这导致只有一部分COD用于生物脱氮，碳源可利用性低.
水解酸化过程可以将难生物降解的大分子物质转化为易生物降解的小分子物质，小分子物质进一步转化为挥发性脂肪酸，从而增加溶解性有机物与易生物降解有机物的比例.污泥水解酸化过程产生的大量溶解性有机物与挥发性脂肪酸，可以为生物反硝化脱氮提供碳源.同时，外加水解酶，如淀粉酶、蛋白酶等，不仅可以促进污泥中的悬浮固体溶解和大分子有机物降解，强化污泥水解，缩短污泥水解时间，改善污泥性能，还对环境无二次污染，经济高效（指效能高的），易控制.
因此，为了有效提高微波预处理污泥释放的溶解性有机物碳源的可利用性，本研究将MW-H2O2-OH预处理与污泥水解酸化技术结合，并通过外加蛋白酶、淀粉酶强化污泥水解，以进一步缩短污泥水解酸化时间，提高释放的溶解性有机物中易降解组分含量.同时，通过考察MW-H2O2-OH预处理及中性蛋白酶和中温α-淀粉酶添加对污泥水解酸化的影响，明确酶强化污泥水解酸化的效果及其污泥上清液中有机物的变化与组成特征，进而优化微波预处理后污泥的水解酸化条件，以期为后续的污泥高效（指效能高的）资源化利用奠定(make)基础.
2 材料(Material)与方法
2.1 试验装置
微波设备采用自主研制的微波反应器JWFY-1T，频率为2450 MHz，磁控管最大输出功率为1 kW，可进行无级调节，最高温度为100 ℃.反应器腔体最大容积25 L，配有搅拌装置和热电偶温度传感器.
水解酸化试验采用全自动甲烷潜力测试系统AMPTSⅡ，采用容积为0.65 L的玻璃反应器，反应器中放入0.4 L污泥混合液，反应器采用水浴恒温并配有搅拌装置，搅拌速度为80 r ? min-1.
2.2 试验方法
剩余污泥取自北京清河污水处理厂，取回后静置浓缩并置于4 ℃保存.接种污泥为北京小红门污水处理厂中温厌氧消化出泥.剩余污泥、接种污泥试验前过18目标准筛以除去大颗粒杂质.试验采用MW-H2O2-OH预处理工艺，其操作条件如下：加入5 mol ? L-1 NaOH溶液，调节样品pH至10，600 W微波功率下，升温至80 ℃，然后按m/m=0.2加入30%的过氧化氢，继续升温至100 ℃，结束.剩余污泥经过MW-H2O2-OH预处理后，按照I/S为0.07的比例进行厌氧消化污泥接种，之后添加酶活为20×104 U ? g-1的中性蛋白酶和酶活为1×104 U ? g-1的中温α-淀粉酶，中性蛋白酶的投加比例分别为0、
30、60、120、180 mg ? g-1，中温α-淀粉酶的投加比例分别为0、
30、60、90、120、180 mg ? g-1，以剩余污泥直接进行水解酸化作为对照组.根据已有相关研究结果，高温更利于污泥水解，可以得到较大产酸量，同时，两种酶的最适反应温度均在55 ℃左右，因此，采用55 ℃作为水解酸化温度.反应器中污泥混合液总量为0.4 L，取样时间设置为0、0.5、2、4、6、8、10、12、14、16、18 d.试验所用污泥的主要性质见表 1.
表1 试验所用污泥的主要性质
2.3 分析(Analyse)方法
T
S、V
S、氨氮、T
N、总磷按照标准方法测定;pH采用pH计测定;污泥经8000 r ? min-1离心20 min后，上清液过0.45 μm或0.22 μm乙酸纤维滤膜，滤液用来测定SCO
D、溶解性糖类、溶解性蛋白质、VF
A、氨（化学式：NH3） 氮、总氮、总磷.TCOD和SCOD采用DR2800 HACH 分光光度计测定;糖类、蛋白质分别采用Dubois法和Lowry法测定，标准物质分别为牛血清蛋白和D-葡萄糖;C2~C5的VFA组分采用气相色谱进行测定，检测器为火焰离子化检测器FID，色谱柱为HP-FFAP毛细管柱.为了测定VFA组分，滤液要用2 mol ? L-1 HCl调pH至2.0以下，然后转移到1.5 mL的气相色谱进样瓶中.VFA组分通过以下转换因子转换成COD值：1.07 g ? g-1、1.51 g ? g-1、1.82 g ? g-1、2.04 g ? g-1.总VFA的含量按照各VFA组分的加和计算得出.所有样品均测量2～3次，取平均值并给出标准偏差.
3 结果与讨论
3.1 MW-H2O2-OH预处理及酶添加对污泥水解酸化过程中SCOD的影响
水解过程的初始产物为可溶性氨基酸、葡萄糖等有机物，可以用SCOD表示，因此，水解程度的变化可以表示为SCOD浓度的变化.从图 1可以看出，SCOD浓度均呈现先增加后降低（reduce)的变化规律.在图 1中，剩余污泥直接水解酸化为对照组，经过MW-H2O2-OH预处理后进行水解酸化为预处理组.中性蛋白酶和中温α-淀粉酶的加入对预处理后污泥的水解有促进作用，在最初的0.5 d内各组的SCOD均大幅度提高，在0.5 d时达到最大，预处理组的SCOD浓度比对照组提高了100.23%，不同蛋白酶投加组的SCOD浓度比预处理组分别提高了34.95%、44.42%、67.31%、77.90%，不同淀粉酶投加组的SCOD浓度比预处理组分别提高了30.21%、43.18%、52.31%、63.25%、75.42%.这主要是由于在外加酶催化和污泥水解的共同作用下，固相有机物，如蛋白质、糖类和脂肪等逐渐释放，由固相转移到液相，使SCOD浓度升高.之后的3.5 d，SCOD浓度基本保持不变，波动不大，这说明污泥的水解主要发生在最初0.5 d内，这与研究结果比较一致.由于外加酶本身是蛋白质，也可以贡献一部分SCOD，但通过同样装置、温度及投加量等条件下的清水实验研究表明，经过0.5 d，
30、60、120、180 mg ? g-1组的SCOD分别为850、1685、3300、4050 mg ? L-1，扣除蛋白酶本身的SCOD，投加不同蛋白酶相对于预处理组分别增加了3410、3415、38
30、4020 mg ? L-1的SCOD.同样的，
30、60、90、120、180 mg ? g-1组的SCOD分别为615、1305、2005、2675、3525 mg ? L-1，扣除(deduct)淀粉酶本身的SCOD，投加不同淀粉酶相对于预处理组分别增加了3225、3685、3795、4095、4325 mg ? L-1的SCOD.这进一步说明中性蛋白酶和中温α-淀粉酶的加入对预处理后污泥的水解有促进作用.从第4 d开始，除了预处理组，其他各组的SCOD浓度均呈现不同程度的下降.SCOD浓度的升高或降低，主要取决于SCOD的产生速率和消耗速率.如果产生速率大于消耗速率，则表现为SCOD浓度的提高，反之，则为SCOD浓度的下降.SCOD浓度的降低主要是因为水解酸化产生的VFA在厌氧环境中进一步分解产生CH4、CO2等.因此，第4 d开始污泥可能开始大幅度的产生CH4、CO2等，消耗了SCOD，SCOD总量下降，意味着可以用于生物脱氮除磷的碳源变少了.因此，最佳水解酸化时间应该不大于4 d，以达到在不改变碳源总量的基础上，增加溶解性有机物与易生物降解有机物比例的目的.
图1 不同条件下SCOD浓度随水解酸化时间的变化
3.2 MW-H2O2-OH预处理(chǔ lǐ)及酶添加对污泥水解酸化过程中总VFA及其组分的影响
从图 2可知，对照组和预处理组在18 d的反应时间内，总VFA浓度都是先增大后减小，对照组在第4 d达到最大值，预处理组在第10 d达到最大值，比对照组提高了116.11%，这说明经过MW-H2O2-OH预处理的污泥进行水解酸化能产生较多的VFA，碳源可利用性提高，但水解时间被延长.在最初的4 d内，对照组产生的VFA浓度均高于预处理组.但在4 d以后，预处理组产生的VFA浓度均高于对照组.对照组于第12 d结束水解酸化，而预处理组在第18 d结束水解酸化.
预处理组在最初的2 d，总VFA浓度变化不大，存在产酸滞后期，这可能是由于经过MW-H2O2-OH预处理后污泥中残留了部分H2O2或预处理过程中产生的副产物，这些物质很有可能破坏了微生物细胞或者抑制了微生物的新陈代谢等，对水解酸化微生物产生了一定的毒害作用，抑制了初期污泥的水解酸化.同时，在图 4中也看到，预处理组在0.5~2 d内的溶合性蛋白质浓度相对恒定，与VFA情况相一致.经历了一段产酸滞后期之后，最初残留的过氧化氢或副产物产生的抑制被解除，水解酸化微生物活性恢复，溶解性蛋白质大量被消耗，开始大量产酸.
图2 不同条件下总VFA浓度随水解酸化时间的变化
过氧化氢对酶活性及微生物的代谢有一定的毒害作用.过氧化氢能够破坏生物体内的蛋白质、油脂、DNA组分等.外源性H2O2能够透过细胞膜迅速扩散，对细胞强加急性应激.H2O2也被用作遗传毒性试剂，通过产生羟基自由基接近DNA分子，破坏DNA链.暴露于氧化应激下的DNA会发生超过20种类型的碱基损伤及细胞膜透化和膜流动性的改变并诱发细胞死亡.有报道指出，仅1 μmol ? L-1的胞内过氧化氢就能破坏胞内的DNA和特定的酶，如脱水酶.因此，过氧化氢可以用来抑制致病菌的生长.
研究发现，除MW-100 ℃组，其余各组的MW与MW-H2O2的最终甲烷产量相近，但MW-H2O2组厌氧消化过程有机物降解速率常数低于对照组和MW组.研究发现，微波与过氧化氢联合处理城市有机固体废物，虽然释放了大量溶合性有机物，却导致厌氧消化效率降低.经过微波-过氧化氢处理的实验组产气都显示出一个较长的滞后期，同时导致累积沼气产量降低，作者推测可能是因为微波-过氧化氢处理过程中残留的过氧化氢或者生成的副产物产生了毒性抑制作用，在开始阶段抑制了微生物活性.也可能是接种物没有充足的时间适应样品中残留的过氧化氢或者预处理过程中产生了能够抑制厌氧微生物的毒性物质，这有待深入研究.
基于SCOD浓度，由3.1节得出最佳水解酸化时间应不大于4 d.在前4 d，各组的总VFA浓度均在增加，在4 d时达到最大，因此，基于总VFA浓度，最佳水解酸化时间为4 d.各组总VFA浓度均大体呈现先增加后降低的变化规律，这与Luo等的研究结果相一致.中性蛋白酶在第4 d时各组的总VFA浓度大小依次为30 mg ? g-1组>60 mg ? g-1组>120 mg ? g-1组>180 mg ? g-1.可以发现，随着酶投加量的增加，总VFA浓度在下降.在其他水解时间，也有类似的规律，说明蛋白酶投加量越大，越抑制水解酸化过程，最佳的蛋白酶投加量为30 mg ? g-1组，此时总VFA浓度为3373.39 mg ? L-1，比单纯预处理组总VFA浓度1849.73 mg ? L-1提高了82.37%.同样的，中温α-淀粉酶在第4 d时各组的总VFA浓度大小依次为90 mg ? g-1组>30 mg ? g-1组≈60 mg ? g-1组>120 mg ? g-1组>180 mg ? g-1组.可以发现，随着酶投加量的增加，总VFA浓度先增大后减小.在其他水解时间，也有类似的规律，说明随着淀粉酶投加量的增大，将先促进后抑制水解酸化过程，最佳的淀粉酶投加量为90 mg ? g-1，此时总VFA浓度为3226.79 mg ? L-1，比单纯预处理组总VFA浓度1849.73 mg ? L-1提高了74.45%.然而，在第4 d时，30 mg ? g-1组的总VFA浓度比90 mg ? g-1组提高了4.54%.中性蛋白酶和中温α-淀粉酶的加入，解除了微波-过氧化氢-碱预处理导致的产酸滞后现象.同时，本研究发现高投加量组都出现了严重的水解酸化抑制现象，抑制原因有待进一步探索.
不同种类的VFA对生物脱氮除磷效率会有不同的影响，将污泥的水解酸化产物用于外加碳(C)源，不同VFA组分含量就变得十分重要.对照组、预处理组、30 mg ? g-1组和90 mg ? g-1组的各VFA组分含量随水解时间的变化如图 3所示.各组VFA组分浓度均大体呈现先增加后降低（reduce)的变化规律.对照组、30 mg ? g-1组、90 mg ? g-1组VFA的主要组分均为乙酸、正丁酸、异戊酸，这与之前的研究（research)结果相一致，但VFA 3种主要组分的排序稍有差异，其中，在第4 d时3种主要VFA组分分别占总VFA的74.69%、84.76%、86.70%，乙酸占总VFA比例分别为51.09%、46.53%、45.94%.预处理组VFA的主要组分为乙酸、异戊酸、丙酸，这与之前的研究结果相一致，但VFA 3种主要组分的排序稍有差异，其中，在第4 d时3种主要VFA组分占总VFA的77.92%，乙酸占总VFA比例为47.89%.从图 3可知，对照组的水解酸化前期一直是乙酸、正丁酸主导，后期是异戊酸主导，同样的规律也出现在30 mg ? g-1组和90 mg ? g-1组，而预处理组一直是乙酸主导.
图3 不同条件下各VFA组分浓度随水解酸化时间的变化
3.3 MW-H2O2-OH预处理及酶添加对污泥水解酸化过程中溶解性糖类和溶解性蛋白质(protein)的影响
众所周知，蛋白质和糖类为污泥中两种主要组分，也是生成VFA的主要基质.颗粒有机物的水解程度可以通过溶解性蛋白质和溶解性糖类的浓度间接表示出来.污泥水解过程中存在蛋白质的溶出-水解过程：在外加蛋白酶催化和微生物自身水解酸化的共同作用下，不溶性大分子蛋白质水解成溶解性的小分子多肽、二肽等物质，同时污泥中的水解酸化菌也会分泌胞外酶，促使蛋白质水解成溶解性的小分子多肽、二肽等物质，初期蛋白质的溶出过程占主导地位，表现为溶解性蛋白质浓度的增加.之后随着酶活性的下降及溶解性蛋白质的溶出速率减慢，可供释放的蛋白质底物逐渐殆尽等，而溶解性蛋白质的水解过程继续，最终促使溶解性蛋白质浓度下降.
从图 4a可知，溶解性糖类浓度均大体呈现先增加后降低的变化规律.各组均在水解酸化初期的0.5 d内，通过外加酶催化和污泥自身水解酸化的共同作用，水解产生了大量的溶解性糖类，尤其是180 mg ? g-1组、180 mg ? g-1组和90 mg ? g-1组.0.5 d时，预处理组的溶解性糖类浓度比对照组提高了469.55%，30 mg ? g-1组、90 mg ? g-1组、180 mg ? g-1组和180 mg ? g-1组的溶解性糖类浓度比预处理组分别提高了23.37%、106.43%、257.14%、272.11%.之后随着酶活性的下降(descend)及溶解性糖类的溶出速率减慢，可供释放的糖类底物逐渐殆尽等，而溶解性糖类的水解酸化过程继续，最终促使溶解性糖类浓度下降，并基本在2 d时达到动态平衡，稳定在1000~2000 mg ? L-1.有文献报道，在55 ℃下，多糖在2 d内可水解完全.
从图 4b可知，溶解性蛋白质浓度均呈现先增加后降低的变化规律.各组在水解酸化初期的0.5 d内均通过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质.0.5 d时，预处理组的溶解性蛋白质浓度高于对照组461.65%.30 mg ? g-1组、90 mg ? g-1组、180 mg ? g-1组和180 mg ? g-1组的溶解性蛋白质浓度分别高于预处理组16.83%、28.24%、55.95%、53.98%.30 mg ? g-1组和90 mg ? g-1组从0.5 d开始，溶解性蛋白质的分解速率大于溶解性蛋白质的生成速率，表现为溶解性蛋白质浓度的下降，并最终稳定在2000 mg ? L-1左右.但180 mg ? g-1组和180 mg ? g-1组在0.5~6 d时溶解性蛋白质的浓度一直维持在较高的浓度、溶解性蛋白质浓度随水解酸化时间的变化
3.4 碳源组成特征
污泥在水解酸化过程中溶出的有机物主要有蛋白质、糖类、脂类和VFA等，其中，脂类的含量较小，所以本研究中未测定.根据文献报道，1 g蛋白质x)相当于1.5 g COD，1 g糖类相当于1.07 g COD.
对照组、预处理组、酶最佳投加量组30 mg ? g-1组和90 mg ? g-1组的碳源组成随水解时间的变化如图 5所示.在0.5~4 d内，随着水解酸化时间的延长，溶解性蛋白质所占的比例均在下降，总VFA所占的比例均在提高，由3.1节可知，0.5~4 d各组的SCOD浓度基本不变，因此，达到了在不改变碳源总量的基础上增加溶解性有机物与易生物降解有机物比例的目的，其中第4 d，相对于其他组，30 mg ? g-1组的总VF
A、溶解性蛋白质、溶解性糖类3类物质占SCOD的比例最高.
图5 不同条件下碳源组成随水解酸化时间的变化
3.5 营养物释放情况
氮磷伴随着有机物的溶出而释放，释放多少与污泥的水解酸化程度有关.从图 6可知，剩余污泥经过MW-H2O2-OH预处理后，TN浓度大幅度提高.不同处理组经过4 d的水解酸化后，NH4+-
N、TN浓度均有所提高，尤其是氨氮浓度，这些氨氮主要来
