生物酶處理是向污泥中投加酶制劑或可以分泌胞外酶的細菌.酶能夠催化有機物水解，降低長鏈蛋白質、碳水化合物和脂質黏性，使大分子有機物分解成小分子有機物，提高污泥有機物轉化效率.

　　腐殖質會對水解酶產生束縛作用，從而阻礙水解酶與有機物接觸, 但污泥中腐殖質含量一定，其束縛水解酶的數(shù)量也就一定.因此，向污泥厭氧消化系統(tǒng)添加水解酶，強化酶對污泥的水解作用，可有效提高厭氧消化系統(tǒng)污泥水解的速度和效率.研究表明，將*與蛋白酶分別以6%的劑量添加到剩余污泥中，污泥VSS溶解性可分別達54.24%和39.70%(而控制組溶解性為10%).當用*與蛋白酶以1:3比例(質量比)處理污泥時，污泥固體溶解性達到了68.43%;添加水解酶也促進了溶解性腐殖質成分的增加.

　　剩余污泥生物酶預處理可增強污泥水解和產甲烷能力，具有較好的處理效果，且不需要額外設施與能量消耗.隨著生物工程技術的發(fā)展，生物酶制劑提取成本會不斷降低，相信這種技術也會有較好的發(fā)展前景.

　　4.2.4 微波/H2O2處理

　　有研究人員實驗比較了H2O2、微波和微波/H2O2聯(lián)合方法預處理污泥的效果，結果顯示，添加H2O2劑量為1.0 g·g-1(以TS計)預處理后，污泥溶解性COD由原來的2.7 g·L-1提高到10.6 g·L-1，溶解性腐殖質濃度由0.3 g·L-1提高至1.5 g·L-1，而總腐殖質濃度由原來的8.3 g·L-1降低至6.9 g·L-1;采用微波、微波/H2O2聯(lián)合預處理同樣可達到與H2O2預處理類似的效果.因此，采用H2O2、微波和微波/H2O2聯(lián)合預處理方法，均可降低污泥總腐殖質濃度，但溶解性腐殖質濃度會有所升高，腐殖質仍會抑制水解酶活性.

　　4.3 金屬離子屏蔽腐殖質抑制水解作用

　　腐殖質活性基團能夠與金屬離子發(fā)生絡合、螯合、吸附等作用，尤其是羧基、酚羥基可與金屬離子相互結合.研究表明，腐殖質對金屬離子捕獲容量很大，1.0 g腐殖質可以和數(shù)克金屬離子發(fā)生絡合反應.腐殖質與金屬離子的結合能力較水解酶強，因此，金屬離子會與酶競爭腐殖質羧基、酚羥基點位并優(yōu)先與腐殖質結合，導致水解酶被替換而“解脫”.

　　研究表明，當腐殖質與水解酶存在靜電吸引力時，金屬離子會屏蔽分子之間的靜電引力作用.當腐殖質與水解酶質量比小于腐殖質與水解酶電中性質量比時，相反電荷分子間主要是靜電引力，金屬離子在一定程度上能夠減弱腐殖質對蛋白質分子的包裹作用，提高酶與底物接觸的機率.更多研究表明，雖然金屬陽離子可解除腐殖質對酶的吸附作用，但只有當金屬離子達到一定濃度時，這種作用才會出現(xiàn);達到同樣解除抑制效果時，多價金屬離子較單價金屬離子效果要好;1價和3價金屬離子濃度分別大于10-2、10-3 mol·L-1時，便可使酶從腐殖質上“解脫”.

　　由于羧基、酚羥基等酸性官能團在不同pH條件下電離度不同，因此，金屬離子參與鍵合腐殖質基團的情況也不一樣.在中性條件下，以羧基絡合金屬離子為主;而在堿性條件下，羧基和酚羥基共同絡合金屬離子.腐殖質含有羧基、酚羥基等多種官能團，它們與金屬離子相互作用的形式多樣.研究表明，腐殖質與金屬離子作用主要有4種可能模式：①1個羧基與金屬離子Mn+形成有機鹽或絡合物;②1個羧基和1個酚羥基(即水楊酸型官能團)與Mn+形成二齒絡合物;③2個羧基(即苯二酸型官能團)與Mn+形成二齒絡合物;④游離羧基與水合金屬離子M (H2O)x通過靜電相互作用形成結合物，如Fe3+、Al3+等.圖 3顯示了腐殖質與金屬離子的4種作用模式.

　　圖 3腐殖質與金屬離子的4種作用模式

　　腐殖質與2價或3價金屬離子容易形成穩(wěn)定配合物.因此，4種作用模式中，模式(2)~(4)應占主導地位.腐殖質與金屬離子絡合穩(wěn)定常數(shù)受腐殖質來源、金屬離子性質和介質條件(pH、離子強度、介質陰陽離子等)的影響.不同學者對腐殖質與金屬離子絡合物穩(wěn)定性進行了研究，得出了不太一致的結果.有學者實驗得出，金屬離子絡合穩(wěn)定性滿足Irving-Williams序列：Ba < Ca < Mg < Mn < Fe < Zn < Co < Pb < Ni < Cu .也有學者采用離子交換平衡法測定了腐殖質與金屬離子形成絡合穩(wěn)定序列為：Mg < Ca < Ag < Zn < Co < Mn < Cu < Pb < Ni (pH < 5.5).還有學者采用電位滴定法測定了腐殖質形成絡合物穩(wěn)定序列為：Mn < Co < Ni < Zn < Cu < Al < Fe (pH < 7.5).因污泥腐殖質存在較多脂肪族和較少芳香族聚合物，因此，污泥腐殖質與金屬離子絡合穩(wěn)定常數(shù)較土壤腐殖質要小.

　　研究表明，向含有木質纖維素和腐殖質的實驗組中分別添加Ca2+、Mg2+和Fe3+，木質纖維素水解效率較未添加金屬離子分別提高了47%、37%和44%，CH4產量分別提高146%、128%和145%，且添加的Fe3+被腐殖質還原成Fe2+;然而，添加Na+、K+解除腐殖質抑制效果并不明顯，腐殖質與金屬離子絡合穩(wěn)定性滿足K+、Na+ < Mg2+ < Fe3+ (Fe2+) < Ca2+.也有研究表明，添加Ca2+可以有效緩解腐殖質對土豆蛋白質的水解.更多研究顯示，Ca2+與腐殖質結合能力較強，隨添加Ca2+濃度增加，80%以上被抑制的蘋果醋酶活性可以恢復，且Ca2+添加對系統(tǒng)中未受抑制的酶活性并沒有影響.這些實驗均得出，金屬離子可以解除腐殖質抑制木質纖維素水解并提高CH4產量，而金屬離子解除剩余污泥水解抑制和提高CH4產量的效果還有待進一步探究.

　　重金屬離子(如Hg2+、Cu2+、Cd2+、Cr2+等)與腐殖質結合能力較Ca2+、Mg2+、Al3+、Fe3+等高很多.然而，向污泥厭氧消化系統(tǒng)添加重金屬離子(Fe3+除外)會提高污泥重金屬離子濃度，增加生態(tài)系統(tǒng)的環(huán)境風險.因此，Ca2+、Mg2+、Al3+、Fe3+等較適宜被選作屏蔽腐殖質抑制污泥厭氧消化水解作用的研究對象.除了考慮投加金屬離子種類外，還需要考慮金屬離子濃度對厭氧微生物的毒害作用，但金屬離子對厭氧微生物毒害作用存在一定的濃度閥值，

　　1) 腐殖質作為一種結構異常復雜、穩(wěn)定性*的芳香族多環(huán)或雜環(huán)狀有機物難以在常規(guī)污水生物處理過程中被降解，大多數(shù)(67%~84%)被吸附于活性污泥而zui終進入污泥厭氧消化系統(tǒng).即使是被微生物厭氧分解，也難以破壞腐殖質結構，它們大多會原封不動地隨消化污泥排出系統(tǒng)，這也是污泥有機物能源轉化率不高的原因之一.

　　2) 腐殖質在厭氧消化中zui大的問題還不是自身難以降解，而是它們還會抑制其它有機物水解過程，造成更低的有機物能源轉化率.腐殖質含有大量羧基(-COOH)、酚羥基(酚-OH)，醇羥基(醇-OH)、甲氧基(-OCH3)和羰基(CO)等多種含氧官能團，這些官能團具有離子交換性、弱酸性、吸附性、絡合性、氧化還原性等性質.腐殖質中的某些官能團可通過共價鍵方式與水解酶發(fā)生作用，如腐殖質所含的羧基、酚羥基可與水解酶氨基相互連結，從而減少、阻礙水解酶與其它有機物的接觸機會，使厭氧消化水解速度和效率均降低.雖然腐殖質可作為電子受體、中間體、pH緩沖劑等具有促進厭氧消化酸化、產氫/乙酸、甚至產甲烷的有限作用，但與其抑制水解作用相比則顯得微不足道.況且，水解是厭氧消化的*步，這步不能有效完成，后續(xù)步驟便無從談起.

　　3) 需要在厭氧消化階段以“防患于未然”和“除患于既成之后”兩個方面來zui大限度地去除或消除腐殖質對水解的影響.提取腐殖質與污泥預處理(如酸/堿、熱、微波，H2O2、生物酶等預處理)是去除腐殖質的有效手段，但這些方法大都需要投入大量化學/生物試劑及消耗大量能量，且對腐殖質結構破穩(wěn)作用不強，預處理后大多腐殖質仍以溶解狀態(tài)存在，進入厭氧系統(tǒng)仍會抑制其它有機物水解.

　　4) 相對于上述方法，金屬離子可起到“解脫”水解酶的作用，很大程度上可破解腐殖質對其它有機物的水解作用.腐殖質與金屬離子的結合能力較水解酶要強，金屬離子會與酶競爭腐殖質羧基、酚羥基活性點位并優(yōu)先與腐殖質結合，從而“解脫”它們對水解酶的束縛.因此，研究金屬離子破解水解酶束縛作用顯得很有必要，二價或三價等高價離子效果似乎更好.到目前相關研究較少，該種技術尚未有工程化應用報道，未來工程化應選擇屏蔽腐殖質抑制水解作用效果好、價格低廉的金屬離子，以達到入能敷出目的.

　　5) 污泥細胞破壁、木質纖維素破穩(wěn)、腐殖質屏蔽是提高污泥有機物能源轉化率的三大關鍵技術.細胞破壁、木質素破穩(wěn)可通過合二而一的預處理實現(xiàn)，但隨之而來的可能是腐殖質仍然不變、甚至略有增量地進入厭氧消化系統(tǒng)，使本來可以水解的破壁、破穩(wěn)有機物難以水解.因此，用金屬離子吸附腐殖質活性點位的研究對提高有機物能源轉化率便顯得至關重要.