厌氧消化是污泥减量化、 稳定化、 资源化的常用工艺^[1]. 污泥的厌氧消化分为水解、 酸化、 乙酸化、 甲烷化这4个阶段^[2]. 污泥水解酸化过程可以产生大量的溶解性有机物(SCOD)与挥发性脂肪酸(VFAs)，这些物质可以为生物反硝化脱氮提供碳源^{[3, 4]}. 水解是污泥厌氧消化过程的限速阶段^{[5, 6]}，微生物细胞壁阻碍了污泥中有机物的释放与利用，而污泥预处理技术能够很好地实现污泥溶胞，促进污泥中有机物的释放^{[1, 7, 8]}，提高污泥的水解效率，减少水解时间，节省厌氧消化装置的占地面积^[9].

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^{[8, 10, 11]}，逐步受到重视并应用于污泥预处理. 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，例如，有研究结果表明^{[12, 13, 14, 15, 16, 17]}，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. 但是，前期研究发现，经过MHO10预处理的污泥在水解酸化初期存在产酸滞后期. 这可能是由于经过MHO10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，这些物质在随后的厌氧消化阶段，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.

MHO10预处理后确实残留了大量的过氧化氢^{[13, 15]}，同时研究表明^[15]，提高MW-H₂O₂-OH预处理过程中的pH，可以有效地降低过氧化氢的残留量. 因此，为了弄清经过MHO10预处理的污泥在水解酸化初期存在产酸滞后期的原因，以及探索缩短解除产酸滞后期的方法，本研究通过向MHO10或MHO11预处理后的污泥中添加过氧化氢催化剂，考察残留过氧化氢对微波-过氧化氢-碱预处理后污泥水解酸化的影响，并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资源化利用提供技术支撑.

试验所用微波设备为自主研制的微波反应器JWFY-1T(定制于巨龙微波能设备有限公司)，频率为2 450 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℃. 反应器配有搅拌装置和热电偶温度传感器，可实时监测温度.

过氧化氢酶(Sigma)和MnO₂(国药)的催化H₂O₂分解速率试验采用JJ-4A六连同步自动升降搅拌器(国华电器有限公司).

水解酸化试验采用全自动甲烷潜力测试系统(AMPTSⅡ,Bioprocess Control)，玻璃反应器容积为0.65 L，反应器采用水浴加热方式并配有搅拌装置，搅拌速度为80 r ·min^-1.

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(35℃)厌氧消化出泥. 试验所用污泥试验前过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^{[12, 13, 14, 15, 16, 17]}，其操作条件如下：加入5 mol ·L^-1 NaOH溶液，调节样品pH至10或11，600 W微波功率，辐射样品，升温至80℃，然后按H₂O₂/总固体浓度TS=0.2(质量比)加入30%的过氧化氢溶液，继续辐射升温至100℃，结束. 试验所用污泥的主要性质列于表 1. 剩余污泥经过MW-H₂O₂-OH预处理后，添加分解过氧化氢催化剂，混合完全，搅拌一定时间之后，按照I/S(inoculum to substrate，挥发性固体浓度VS/VS)为0.07的比例进行接种污泥接种. 根据已有相关研究成果，高温更利于污泥水解^{[18, 19, 20, 21]}，可以得到较大产酸量^{[21, 22, 23]}. 因此，本批次试验采用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、 1、 1.5、 2、 3、 4、 5、 6、 7、 8 d.

表 1 (Table 1)

表 1 试验所用污泥的主要性质1) Table 1 Main characteristics of sludge used in the experiment 参数 剩余污泥 接种污泥 MHO10 MHO11 TS/g ·L-1 25.60(0.28) 21.21(0.13) 29.01(0.33) 29.15(0.36) VS/g ·L-1 19.49(0.27) 11.89(0.18) 21.18(0.25) 20.85(0.26) VS/TS比值 0.76 0.56 0.73 0.72 pH 6.71 7.23 7.87 8.84 TCOD/mg ·L-1 27 100 21 900 30 750 31 000 SCOD/mg ·L-1 270 231 9 540 11 380 总VFA(以COD计，下同)/mg ·L-1 100.96(10.48) 0(0) 266.18(9.43) 302.52(3.59) 残留H2O2/mg ·L-1 — — 2 294.32(24.04) 353.80(4.81) 1)括号内数值为标准偏差

表 1 试验所用污泥的主要性质1) Table 1 Main characteristics of sludge used in the experiment

TS、 VS按照标准方法^{[24, 25]}测定；pH采用pH计测定；污泥经8 000 r ·min^-1离心20 min后，上清液过0.45 μm或0.22 μm醋酸纤维滤膜，滤液用来测定H₂O₂、 SCOD、 VFA. H₂O₂采用TiCl₄比色法进行测定^{[13, 26]}. TCOD(污泥混合液总COD)和SCOD采用DR2800 HACH 分光光度计(HACH)测定；C₂-C₅的VFA组分(乙酸、 丙酸、 异丁酸、 正丁酸、 异戊酸、 正戊酸)采用气相色谱(Agilent 6890N)进行测量，检测器为火焰离子化检测器FID(flame ionization detector)，色谱柱为HP-FFAP毛细管柱(25 m×0.25 mm). 为了测定VFA组分，滤液要用2 mol ·L^-1 HCl调至pH 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浓度：1.07 g ·g^-1 (COD/乙酸)，1.51 g ·g^-1 (COD/丙酸)，1.82 g ·g^-1 (COD/正丁酸或异丁酸)，2.04 g ·g^-1 (COD/正戊酸或异戊酸)^[27]. 总VFA的含量按照各VFA组分的加和计算得出. 所有样品均测量两到三次，取平均值并给出标准偏差.

过氧化氢酶和二氧化锰都是常用的过氧化氢催化剂. 王亚炜^[13]的研究表明，在约3 300 mg ·L^-1的过氧化氢溶液中，100 mg ·L^-1的过氧化氢酶可以在10 min内将过氧化氢完全降解，而同样浓度的二氧化锰，需要90 min才能将过氧化氢降解完全，然而提高二氧化锰的浓度至443 mg ·L^-1之后，过氧化氢也在10 min内被完全降解.

本研究选用相似浓度的过氧化氢酶和二氧化锰作为催化剂，在MHO10预处理后的污泥中进行了过氧化氢分解试验，如图 1所示. 结果表明，二氧化锰浓度在100 mg ·L^-1时的催化效果最差，提高至400 mg ·L^-1时，催化效果有所提高，但仍很不理想. 然而100 mg ·L^-1的过氧化氢酶可以在10 min内将过氧化氢完全降解. 这主要是由于酶具有高效率的催化能力，其效率是一般无机催化剂的10⁷-10¹³倍，同时酶具有专一性，过氧化氢酶只针对过氧化氢进行反应，而二氧化锰则能与MHO10预处理后污泥中的多种物质发生反应. 因此，后续研究选用过氧化氢酶作为分解残留过氧化氢的催化剂，投加过氧化氢酶的浓度均为100 mg ·L^-1.

图 1

Fig. 1

图 1 过氧化氢酶以及MnO2催化H2O2分解速率 Fig. 1 H2O2 decomposition effect of catalase and MnO2

水解程度的变化可以表示为SCOD浓度的变化^{[9, 28]}. 本研究的SCOD浓度均呈现先增加后降低的趋势(见图 2)，与文献^[28]一致. 四组试验在最初的0.5 d内SCOD浓度均大幅度提高，这主要是由于在污泥水解的作用下，固相有机物，比如蛋白质、 糖类和脂肪等逐渐释放，由固相转移到液相，使SCOD浓度升高. MHO10组SCOD浓度在2 d时达到最大值，为11 360 mg ·L^-1，投加过氧化氢酶之后，MHO10C组的SCOD浓度也在2 d时达到最大值，为12 100 mg ·L^-1，MHO10C组比MHO10组提高了6.51%. MHO10组和MHO10C组的SCOD浓度在0.5 d时，分别为10 520 mg ·L^-1和11 580 mg ·L^-1，分别占2 d时最大值的92.61%和95.70%，均在92%以上. 由于水解时间的延长，将增加工程实践中反应器的体积，增加占地和成本，因此两组优化的水解时间均为0.5 d，与Xiong等^[18]的研究结果比较一致. MHO10组和MHO10C组的SCOD浓度在2-5 d之间相对稳定，从5 d以后开始大幅度下降. SCOD浓度的升高或是降低，主要取决于SCOD的产生速率以及SCOD的消耗速率. 如果产生速率大于消耗速率，则表现为SCOD浓度的升高，反之，则为SCOD浓度的下降. 而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，从第5 d开始污泥开始大幅度地产生CH₄、 CO₂等，消耗了SCOD，导致SCOD浓度下降. 而MHO10C组的SCOD浓度在8 d的水解酸化时间内均高于MHO10组.

图 2

Fig. 2

图 2 不同处理组的SCOD浓度随水解酸化时间的变化 Fig. 2 SCOD concentrations from different sludge supernatants with the hydrolysis acidification time under different conditions

MHO11组的SCOD浓度在0.5 d内也大幅度提高，优化的水解时间也为0.5 d，此时其SCOD浓度为12 020 mg ·L^-1，与Xiong等^[18]的研究结果比较一致. 从表 1可以看出，MHO11预处理后的SCOD浓度比MHO10预处理后提高了19.29%. 从图 2可以看出，在0.5 d时，MHO11组的SCOD浓度比MHO10组提高了14.26%，说明MHO11预处理相对于MHO10预处理具有更好的溶胞效果，能够释放更多的SCOD，同时经过0.5 d的水解后，MHO11组的SCOD浓度仍远远高于MHO10组，一直到第8 d，MHO11组的SCOD浓度均高于MHO10组. MHO11组的SCOD浓度在0.5-7 d均保持相对稳定，仅在第8 d小幅度下降，这可能是由于MHO11组残留的过氧化氢以及预处理后的高pH对产甲烷菌有一定的抑制，导致SCOD浓度一直维持相对稳定.

从图 2可知，MHO10C组和MHO11组的SCOD浓度相对于MHO10组均大幅度提高，但综合水解酸化8 d内的SCOD浓度来看，MHO11组的效果优于MHO10C组，也就是说提高pH的效果优于投加过氧化氢酶.

MHO11C组的优化水解时间也为0.5 d，与其他三组及Xiong等^[18]的研究结果比较一致，此时其SCOD浓度为12 860 mg ·L^-1，比MHO10C组提高了11.05%，比MHO11组提高了6.99%，水解程度最高，效果最佳. MHO11C组的SCOD浓度在0.5-3 d之间相对稳定，3 d以后开始缓慢下降，5 d以后大幅度下降，与MHO10和MHO10C组的结果相似.

从图 3可知，四组试验在8 d的水解酸化时间内，总VFA浓度均呈现先增加后降低的趋势，与文献^{[29, 30]}一致. MHO10组的总VFA浓度在第4 d达到最大值(5 559.97 mg ·L^-1)，投加过氧化氢酶之后，MHO10C组在第5 d达到最大值(7 622.05 mg ·L^-1)，比MHO10组提高了37.09%. 在8 d的水解酸化时间内，MHO10C组的总VFA浓度一直高于MHO10组. 3 d时MHO10组、 MHO10C组的总VFA分别为5 466.77 mg ·L^-1、 6 757.46 mg ·L^-1，分别占最大值的98.32%、 88.66%，均在88%以上，MHO10C组的总VFA浓度比MHO10组提高了23.61%. 因此两组优化的水解酸化时间均为3d. 在最初的1d内，MHO10组的总VFA浓度基本不变，有一个相对较长的产酸滞后期(图 3)，这主要是因为经过MHO10预处理后污泥中残留了大量的H₂O₂，在随后的厌氧消化阶段，残留H₂O₂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.

图 3

Fig. 3

图 3 不同处理组的总VFA浓度随水解酸化时间的变化 Fig. 3 Total VFAs concentrations from different sludge supernatants with the hydrolysis acidification time under different conditions

Eskicioglu等^[31]的研究也发现，除了MW-100℃组，其余各组的MW与MW-H₂O₂的最终甲烷产量(mL ·g^-1，CH₄/VS)相近，但是MW-H₂O₂组的一级中温生物降解速率常数低于对照组和MW组. Shahriari等^[32]的研究表明，微波与过氧化氢联合处理市政有机废物，并没有对市政有机废物的稳定化和沼气产量的提高产生积极的影响. 所有经过氧化氢处理的实验组产气均显示出一个较长的滞后期，同时累积沼气产量大多都低于仅微波处理的实验组；并且对于SWA20，对照组和115℃低温微波预处理组的基于一级CBP (cumulative biogas productions) 模型的反应速率常数分别为0.252和0.251，然而过氧化氢组、 过氧化氢与85℃微波联合处理组的反应速率常数分别仅为0.088和0.083. Shahriari等^[32]推测可能是因为化学氧化过程中残留的过氧化氢或者副产物导致了急性生物抑制，在开始阶段抑制了微生物活性以及沼气的产生. 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过氧化氢处理过程中产生了能够急性抑制厌氧微生物的物质.

过氧化氢对酶活性以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. 因此过氧化氢常用来抑制致病菌的生长^[33]. 外源性H₂O₂能够透过细胞膜迅速扩散，对细胞强加急性应激^[34]. 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种类型的碱基损伤以及细胞膜透化和膜流动性的改变并诱发细胞死亡^[31]. 有报道指出^[35]，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，比如脱水酶.

经历了一段产酸滞后期之后，残留过氧化氢产生的抑制被解除，水解酸化微生物活性恢复，从第1 d开始总VFA浓度大幅度提升，然而投加过氧化氢酶之后，仅在优化的水解时间0.5 d内，总VFA浓度变化不大，但从0.5 d开始便大幅度提升. 这说明向MHO10预处理后的污泥投加过氧化氢酶可以明显缩短0.5 d的产酸滞后期，同时可以提高总VFA产量，水解酸化效果更好.

MHO11组和MHO10组在最初3 d内产生的总VFA相差不多，MHO11组稍高. 在第3-5 d，MHO10组的总VFA浓度保持稳定，而MHO11组的继续升高，至第5 d后两组的总VFA浓度才均逐步下降，第5 d时MHO11组的总VFA浓度最高为9 821.48mg ·L^-1，比MHO10组提高了84.80%. 在8 d的水解酸化时间内，MHO11组的总VFA浓度一直高于MHO10组.

MHO11C组的总VFA浓度在第4 d达到最大值(8 947.59 mg ·L^-1)，虽然MHO11组的最大总VFA浓度高于MHO11C组，但是水解酸化时间被延长了. 水解酸化的前6 d，MHO11C组的总VFA浓度高于MHO10C组. 水解酸化的前4 d，MHO11C组的总VFA浓度一直高于MHO11组；而第4 d以后MHO11组的总VFA浓度高于MHO11C组. 第4 d以后MHO11组的总VFA浓度仍大幅度提高，可能是因为MHO11组残留的过氧化氢以及预处理后的高pH对产甲烷菌有一定的抑制，需要更长的时间适应，导致4 d以后总VFA继续积累，这与MHO11组的SCOD浓度变化相一致. 4 d时MHO11C组、 MHO11组和MHO10C组的总VFA浓度分别为8947.59、 8 185.59、 7 227.27 mg ·L^-1，MHO11C组的总VFA浓度比MHO11组提高了9.31%，比MHO10C组提高了23.80%. 4 d时MHO11组的总VFA浓度占最大值的83.34%. 3 d时MHO11C组的总VFA浓度为8 206.75 mg ·L^-1，占最大值的91.72%，比4 d时MHO11组的总VFA浓度还要高0.26%. 因此，MHO11组的优化水解酸化时间确定为4 d，而MHO11C组的优化水解酸化时间确定为3 d，显而易见投加过氧化氢酶缩短了1 d的优化水解酸化时间.

在优化水解酸化时间条件下，MHO11组在第4 d的总VFA浓度比MHO10组在3 d时的总VFA浓度提高了49.73%；而MHO11C组在第3 d的总VFA浓度比MHO10C组在第3 d时提高了21.45%，比MHO10组在3 d时的总VFA浓度提高了50.12%. 这主要是因为同MHO10预处理相比，MHO11预处理具有更好的溶胞效果，能够释放更多的有机物，并可显著提高水解酸化产生的VFA产量. 同样的，MHO11C组和MHO10C组在最初的2 d内产生的总VFA也相差不多. 在2 d以后MHO10C组的总VFA浓度缓慢上升，而MHO11C组的总VFA浓度继续大幅度提升. MHO10C组的总VFA浓度5 d后开始下降，而MHO11C组的总VFA浓度4 d后开始小幅度下降，5 d后开始大幅度下降，5 d时MHO11C组的总VFA浓度比MHO10C组提高了12.89%.

MHO11组也存在一个相对较长的产酸滞后期(图 3)，原因与MHO10组相似. 但是由于MHO11预处理后残留的过氧化氢浓度远低于MHO10预处理后残留的，因此，虽然MHO11组在优化的水解时间0.5 d内，总VFA浓度基本不变，但0.5～1 d的总VFA浓度略高于MHO10组，轻微缩短了产酸滞后期. 经历了一段产酸滞后期之后，残留过氧化氢产生的抑制被解除，水解酸化微生物活性恢复，从第1d开始总VFA浓度大幅度提高. 虽然投加过氧化氢酶和提高pH均可在不同程度上消除残留过氧化氢对微波预处理污泥水解酸化的抑制，但综合来看MHO10C组不仅比MHO11组提前解除抑制，而且在前3 d，其总VFA浓度一直高于MHO11组，这说明投加过氧化氢酶的效果优于提高pH值. 但是MHO11预处理之后投加过氧化氢酶，仅在优化的水解时间0.5 d内，总VFA浓度变化不大，从0.5 d开始便大幅度提高，明显缩短解除了0.5 d的产酸滞后期，同时总VFA产量也得到了显著提高，水解酸化效果最佳.

不同种类的VFA对氮磷去除效率会有不同的影响^[36]，如果将污泥的水解酸化产物用于外加碳源，那么每种VFA组分的含量分布便十分重要. 四组试验的VFA组分与含量随水解酸化时间的变化如图 4所示. MHO10组、 MHO10C和MHO11C组VFA的主要组分均为乙酸、 异戊酸、 正丁酸，这与之前的研究结果相一致^{[8, 18, 37]}，但是主要组分的排序稍有差异，其中第3 d时3种主要VFA组分之和分别占总VFA的78.32%、 77.31%、 75.56%，乙酸所占比例分别为42.46%、 41.44%、 43.77%. MHO11组VFA的主要组分为乙酸、 丙酸、 异戊酸，这与之前的研究结果相一致^{[1, 8, 38, 39, 40, 41]}，但是主要组分的排序稍有差异，其中4 d时这3种主要VFA组分之和占总VFA的77.48%，乙酸所占比例为42.17%.

图 4

Fig. 4

图 4 不同处理组，各VFA组分浓度随水解酸化时间的变化 Fig. 4 concentrations from different sludge supernatants with the hydrolysis acidification time under different conditions

(1)100 mg ·L^-1的过氧化氢酶比100 mg ·L^-1、 400 mg ·L^-1的二氧化锰对过氧化氢具有更高的过氧化氢分解能力，能够在10 min内将残留的过氧化氢完全分解.

(2)水解酸化的8 d时间内，四组试验的SCOD浓度均呈现先增加后降低的趋势. 在0.5 d内，四组试验的SCOD浓度均大幅度提高，优化水解时间均为0.5 d.

(3)水解酸化的8 d时间内，四组试验的总VFA浓度均呈现先增加后降低的趋势. 残留过氧化氢对MHO10预处理后污泥的水解酸化有抑制作用，存在产酸滞后期. 与MHO10预处理相比，MHO11预处理释放的SCOD提高了19.29%，释放了更多的有机物，进而显著提高了总VFA产量，5 d时总VFA产量显著提高了84.80%，且MHO11组可以轻微缩短产酸滞后期. 投加100 mg ·L^-1过氧化氢酶，明显缩短了MHO10组和MHO11组0.5 d的产酸滞后期，并提高了总VFA产量，3 d时，MHO10C组、 MHO11C组的总VFA浓度分别比MHO10组提高了23.61%、 50.12%. MHO10组、 MHO10C组和MHO11C组的优化水解酸化时间均为3 d. MHO11组的优化水解酸化时间为4 d. MHO11预处理后投加过氧化氢酶，可以缩短1 d的优化水解酸化时间.

(4)投加过氧化氢酶和提高pH均可在不同程度上消除残留过氧化氢对预处理污泥水解酸化的抑制，但以SCOD浓度为评价指标时，提高pH的效果更明显；以总VFA浓度为评价指标时，则投加过氧化氢酶的效果更突出. MHO11C组，不仅可以提高SCOD浓度，优化水解时间0.5 d时，其SCOD浓度比MHO10C组提高了11.05%，比MHO11组提高了6.99%，而且可以明显缩短解除0.5 d的产酸滞后期，显著提高总VFA产量，3 d时，MHO11C组的总VFA浓度比MHO10组提高了50.12%，缩短了1 d的优化水解酸化时间，因此，MHO11C组效果最佳.

(5)MHO10组、 MHO10C组和MHO11C组的VFA主要组分均为乙酸、 异戊酸、 正丁酸，而MHO11组VFA的主要组分为乙酸、 丙酸、 异戊酸. 在各组的优化水解酸化时间，3种主要的VFA组分之和均占总VFA的75%以上，乙酸所占比例均在41%以上.