1 引言

　　《巴黎氣候協(xié)定》的簽署意味著污水處理碳中和運行時代的來臨.污水處理化石燃料消耗產生的CO2及處理過程產生的甲烷(CH4)與氮氧化物(N2O)引起的CO2排放當量約占全球溫室氣體排放量的2%~5%.污水處理如果實現碳中和運行，或者說完全能量自給，那么，因外源化石燃料消耗所產生的CO2排放量便可為零.顯然，碳中和運行能量自給的首要來源是污水處理過程中產生的剩余污泥.然而，污泥中細菌細胞結構、木質纖維素及腐殖質等在很大程度上制約了污泥厭氧消化轉化能源的效率，中溫厭氧消化獲得的污泥能源轉化率一般在30%~45%以下，這就制約了污泥厭氧消化轉化能源的大規(guī)模應用.其中，污泥所含腐殖質成分較為特別，它不僅自身難以生物降解，而且在厭氧消化過程中還會影響其它有機物降解或轉化，這就使之成為需要重點研究的對象.

　　腐殖質(Humic Substances，HS)廣泛分布于土壤、沉積物與水體環(huán)境之中，由動、植物與微生物殘骸經物理、化學、生物分解、合成作用產生，是一類具有芳香族醌類結構特征的聚合物.腐殖質是污水/污泥有機成分(COD)中不可忽視的組成成分.研究表明，腐殖質在污水中大部分以膠體微粒(1~100 nm)形式存在，部分以懸浮顆粒形式存在，亦有少量以溶液形式存在;它們是污水中溶解性有機物(DOM，可通過0.45 μm濾膜)組成成分之一，含量約占污水中溶解性有機物(DOM)的3%~55%、約占剩余污泥中有機物含量的6%~20%(以VSS計).污泥中的腐殖質含量雖少，但極難降解，而且會明顯抑制蛋白質、脂質、纖維素等復雜有機物的水解.此外，腐殖質或醌類物質還會影響污泥厭氧消化系統(tǒng)產甲烷細菌生理代謝，進而影響污泥厭氧消化產甲烷過程(Cervantes et al., 2000).但是，腐殖質結構中的醌類基團可以作為電子受體、電子中間體參與厭氧消化過程微生物與有機底物間的電子傳遞，可促進酸化和產氫/乙酸過程.這就是說，污泥中腐殖質可能抑制或影響厭氧消化過程的兩頭，對中間過程或許還存在某些促進作用.因此，研究腐殖質影響厭氧消化過程的機理十分必要，這對提高污泥厭氧消化有機物能源轉化效率具有十分重要的意義.

　　本文在介紹剩余污泥腐殖質來源與形成、結構與性質的基礎上，歸納腐殖質對污泥厭氧消化過程的作用機理，探討破解腐殖質抑制厭氧消化的方法，總結污泥腐殖質厭氧消化研究方向.

　　2 剩余污泥中的腐殖質

　　了解剩余污泥中腐殖質來源、形成及結構和性質對深入認識其對厭氧消化過程的影響十分重要，是本文的基礎，分述如下.

　　2.1 來源與形成

　　腐殖質是土壤有機質最主要的存在形式，一般占土壤有機質的60%~90%.腐殖質由胡敏酸(俗稱腐殖酸)、富里酸、胡敏素組成;胡敏酸溶于堿, 在pH < 2的酸液中會形成沉淀，富里酸為在酸、堿溶液中均可溶解的低分子物質，胡敏素既不溶于堿也不溶于酸.土壤(黑土、草甸土)腐殖質中胡敏酸、富里酸、胡敏素含量分別為42%、22%和36%.因腐殖質中胡敏酸、富里酸為主要成分(達60%以上)，且胡敏酸最為活躍，因此，研究多以胡敏酸、富里酸為主;胡敏素由于分離純化復雜，難以測定，對它的研究相對較少.

　　剩余污泥中的腐殖質來源于污水中夾雜的蔬菜殘渣、廁紙、紙屑、雜草樹葉等;同時，雨水沖刷土壤也會將土壤腐殖質帶入污水.此外，木質素及其降解產物(酚類、醌類及脂肪族化合物)也是腐殖質形成的重要前體物質.研究表明，在微生物作用下，木質素側鏈氧化生成木質素類衍生物，構成了腐殖質核心骨架;木質素經微生物代謝單體產物經縮合或聚合反應也可能形成腐殖質.腐殖質一般比其前體物質更難降解.剩余污泥腐殖質中富里酸含量約為胡敏酸含量的1/8.腐殖質因來源、形成路徑、前體物聚合方式等不同，導致腐殖質組分千差萬別，其提純過程也復雜、繁瑣.剩余污泥中的腐殖質比土壤腐殖質含有較少的C元素、芳香族和羧基官能團，而其中H、N元素、脂肪族和酚羥基官能團含量較多.

　　因活性污泥比表面積較大，且具有多孔結構和黏性胞外聚合物(EPS)，所以，活性污泥具有良好的吸附性能.在傳統(tǒng)活性污泥工藝，污水中腐殖質難以作為微生物生長的碳源而被降解，主要(67%~84%)通過活性污泥吸附于污泥表面而隨同污泥從污水中分離出來;腐殖質隨污泥進入厭氧消化系統(tǒng)后，一部分被吸附的腐殖質會在污泥水解過程中解吸而溶入消化液.

　　醌類物質是形成腐殖質的重要前體物質.雖然醌類模式物--蒽醌-2, 6-雙磺酸(AQDS)與腐殖質物理特性完全不同，但微生物還原腐殖質過程主要通過醌類基團接受電子，能夠還原AQDS的微生物也能還原腐殖質.腐殖質或AQDS作為電子受體可氧化不同有機物(如甲苯、甲酚、四氯化碳等)，腐殖質或AQDS氧化有機物的降解率十分相近.此外，醌類或腐殖質具有相似的生物化學特性，厭氧條件下腐敗希瓦菌(Shewanella putrefaciens MR)可降解腐殖質或醌類物質.因此，有研究人員使用醌類模式物AQDS代替腐殖質作為厭氧消化電子受體進行實驗.

　　2.2 結構與性質

　　腐殖質主要由C、H、O、N、P、S等元素構成，并含有少量Ca、Mg、Fe、Al等元素.因腐殖質組分復雜、官能團序列不一，因此，至今仍無統(tǒng)一的分子結構和相對分子量.污泥中腐殖質分子量從幾百到幾萬不等，胡敏酸分子量大于50 kDa的約占72%左右, 而富里酸分子量約有65%分布在10~50 kDa之間.

　　腐殖質是芳香族多環(huán)或雜環(huán)狀有機物，在污水/污泥處理中極難被微生物降解，其降解難度甚至高過絡氨酸和色氨酸.腐殖質中含有大量羧基(-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，且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.腐殖質呈負電性，容易與金屬離子形成復合物;腐殖質具有較強的氧化還原活性，可還原電勢為0.5~0.7 V以下的金屬離子.

　　雖然腐殖質難以被微生物降解，但腐殖質可作為微生物和污染物間的電子中間體或直接作為微生物厭氧呼吸電子受體參與厭氧消化電子傳遞過程.微生物和有機物在自然條件下是腐殖質的主要電子供體，腐殖質可顯著提高厭氧消化系統(tǒng)電子轉移能力.除作為電子受體外，當腐殖質遇到更高氧化還原電位物質存在時，如硝酸鹽、延胡索酸、高氯酸鹽、砷酸鹽和硒酸鹽等，腐殖質本身亦可作為電子供體.

　　剩余污泥中部分細菌能夠在厭氧條件下以腐殖質或腐殖質模式物AQDS作為終端電子受體，通過氧化有機底物(如糖原、乙酸、甲酸等)或H2，進行腐殖質氧化還原，從而參與細菌呼吸代謝過程.目前發(fā)現具有腐殖質或醌參與呼吸功能的微生物主要集中在地桿菌屬(Geobacter)和希瓦氏菌屬(Shewanella), 具體包括Fe3+還原菌、硝酸鹽還原菌、脫亞硫酸菌、發(fā)酵性細菌和嗜熱產甲烷菌等.研究表明，厭氧條件下腐殖質可作為電子中間體促進難降解有機物(如偶氮染料活性紅、四氯化碳)和Fe3+等轉化;同時，電子傳遞過程會產生能量，支持菌體生長.圖 1顯示了腐殖質作為電子受體/中間體的作用機制.

　　圖 1腐殖質作為電子受體/中間體的作用機制

　　總之，因腐殖質含諸多復雜官能團和電子傳遞機制的存在，腐殖質無疑會參與污泥厭氧消化反應過程，勢必影響酶促水解反應、厭氧消化底物分解/合成、微生物生理代謝等.

　　3 腐殖質對污泥厭氧消化過程的影響

　　腐殖質對厭氧消化過程的影響在不同階段表現不同，可能呈現出完全不同的影響.正影響自然不必擔心，而負影響就是副作用、甚至是抑制作用.因此，首先需要全面了解腐殖質對厭氧消化全過程的不同影響，以制定消除負作用或者解除抑制作用的技術路線.

　　3.1 水解階段

　　水解是厭氧消化的限速步驟.污泥中腐殖質含量雖然較少，但一旦出現則會抑制蛋白質酶、脂肪酶和纖維素酶活性，導致厭氧消化水解效率降低、后續(xù)產酸和產甲烷階段延遲.研究表明，結晶纖維素(Avicel)單獨進行厭氧消化水解效率為78%，添加5.0 g·L-1腐殖質后結晶纖維素厭氧消化水解效率可降低50%.也有研究顯示，當厭氧消化系統(tǒng)未添加腐殖質時，纖維素(Sigmacell type 50)水解效率為6%，當腐殖質添加濃度提高至0.5 g·L-1時，纖維素水解幾乎被完全抑制;腐殖質對于三丁酸甘油酯水解抑制率約為10%~50%.有學者嘗試采用紫外分光光度法探究水溶性腐殖質對鏈霉蛋白酶水解底物L-亮氨酸-4-硝基苯胺E的影響，發(fā)現當水解底物濃度為150~450 mg·L-1時，約22.7%的蛋白酶活性被腐殖質抑制.

　　腐殖質主要通過共價鍵作用、靜電網捕作用、化學平衡作用等方式抑制污泥厭氧消化有機底物水解過程，具體如圖 2所示.

　　圖 2腐殖質抑制有機物水解作用機理

　　3.1.1 共價鍵作用

　　水解酶碰撞反應物分子頻率和超越活化能(屏障)而有效碰撞的機會決定了水解反應進行的速度.腐殖質通過共價鍵方式與水解酶發(fā)生作用;腐殖質所含羧基、酚羥基與水解酶氨基相互連結，從而減少、阻礙了水解酶與反應物碰撞頻率，使厭氧消化水解速度和效率降低.研究表明，腐殖質酚羥基含量越多，其對蘋果酸酶親和性就越好(親和系數Km小);腐殖質會優(yōu)先與酶相互結合，阻礙其它有機底物與酶活性點位接觸，從而抑制水解酶的催化作用.更多研究顯示，腐殖質會抑制胰蛋白酶水解苯甲酰精氨酸乙酯(BAEE)66%~68%的活性;腐殖質還會抑制羧肽酶水解芐氧羰基甘氨酰基苯丙氨酸(Z-gly-phe)66%~74%的活性;但是，當兩者水解酶氨基被乙酰化后，酶活性并未受到抑制.

　　3.1.2 靜電網捕作用

　　腐殖質相互交聯具有空隙網狀結構，能夠捕獲和包裹各種有機物、無機物和水分子，因此，腐殖質會阻礙水解酶與復雜有機物接觸.研究顯示，通過氣相色譜-質譜聯用、核磁共振等技術證實了復雜難溶蛋白質顆粒或水解酶容易被腐殖質網狀結構所包裹，物質不容易進出，從而阻止有機物與水解酶接觸，減少有機物水解效率.也有研究人員采用動電光散射、滴定儀、微熱量等技術證實了在靜電和疏水作用下，蛋白質被包裹在腐殖質內部結構之中.脂質分子具有非極性疏水性，分子量小于蛋白質、糖類，不能形成聚合物(王鏡巖等，2008).因此，腐殖質對脂質的包裹作用較蛋白質、糖類要小.更多研究表明，胞外聚合物(EPS)中腐殖質含量約為25 mg·L-1，其中，粘性層(最外層)腐殖質含量約占67%;EPS所含腐殖質多數存在于粘性層，因此，會包裹細胞，阻礙外界水解酶對內層蛋白質、多糖水解.

　　腐殖質與水解酶質量比會影響結合物分子表面所帶電荷量.當比值小于等電點質量比，分子間以靜電作用力為主，水解酶被腐殖質包裹，使得底物不易接觸到酶活性位點，導致酶活性下降.當比值大于等電點質量比，因結合多余腐殖質導致分子之間存在靜電排斥作用，此時疏水作用開始發(fā)揮;當疏水作用不足以克服靜電排斥力時就會導致部分水解酶游離，促使水解酶部分活性位點裸露出來，增強酶活性;反之，水解酶仍被包被，導致酶活性不變或下降.

　　3.1.3 化學平衡作用

　　隨著厭氧消化過程進行，系統(tǒng)中溶解性腐殖質濃度會不斷積累.根據化學平衡原理，溶解性腐殖質濃度升高會阻礙難溶性有機聚合物(蛋白質、糖類、脂質等)向溶解性有機物方向水解.此外，位于酶活性中心的金屬離子(如Fe3+、Zn2+、Cu2+、Ni2+等)是酶的重要組成部分，腐殖質存在可能會與這些金屬離子發(fā)生絡合、螯合、吸附反應，減少活性中心與底物接觸，改變酶結構，從而抑制酶活性.

　　3.2 酸化階段

　　酸化階段是水解階段產生的有機化合物既作為電子受體亦作為電子供體的生物降解過程.腐殖質能促進酸化過程進行，腐殖質所含醌基可以作為乙酸形成的電子受體，且醌基越多其接受電子容量越高，形成的乙酸就越多(Lovley et al., 1996;Liu et al., 2015).研究表明，添加醌類模式物AQDS可促進污泥厭氧消化酸化過程VFAs產量;僅添加AQDS劑量為0.066和0.33 g·g-1 TS時，VFAs產生量便可分別提高0.9和1.7倍，產生的VFAs主要是乙酸和丙酸;同時，添加AQDS還可顯著提高蛋白質降解率，但對多糖降解率提高并不明顯.酸化過程中，AQDS作為電子受體加速了氨基酸氧化還原.

　　污泥厭氧消化酸化階段有機物會轉化為VFAs，這使得厭氧消化系統(tǒng)pH下降，而適度pH值下降(pH=4.5~5.5)對酸化細菌較為有利.由于腐殖酸中羧基和羥基解離可以釋放出質子，因此，腐殖酸為弱酸，其與腐殖酸鹽可以形成良好的酸/堿緩沖體系.腐殖質在厭氧消化系統(tǒng)可作為酸堿緩沖劑，避免厭氧消化酸化過度，維持微生物活性.

　　3.3 產氫/乙酸階段

　　表 1列舉了產氫/乙酸階段有機底物產氫/乙酸生化反應.表 1中的生化反應只有在厭氧消化系統(tǒng)中乙酸和H2分壓很低時才能完成.當H2分壓低于1.5×104 Pa時，乙醇可進行產氫產乙酸反應;丁酸要求低于200 Pa，丙酸則要求低于900 Pa .因此，系統(tǒng)H2分壓較高時會先后抑制丙酸、丁酸和乙醇降解.厭氧消化系統(tǒng)H2分壓降低必須依靠嗜氫營養(yǎng)菌完成.換言之，自養(yǎng)產甲烷菌和硫酸鹽還原菌(SRB)會利用H2，使厭氧消化系統(tǒng)H2分壓降低，促進有機酸降解.同時，腐殖質還原菌也可利用H2作為電子供體生成AH2QDS，使系統(tǒng)H2分壓降低.然而，因反應熱力學吉布斯自由能不同(表 2)，因此，以H2作為電子供體的硫酸鹽還原菌、產甲烷菌和同型產乙酸菌利用H2比腐殖質還原菌更具優(yōu)勢(Cervantes et al., 2008;Madigan et al., 2000).

　　表 1 有機底物產氫/乙酸生化反應

　　表 2 嗜氫營養(yǎng)細菌熱力學反應

　　污泥厭氧消化系統(tǒng)揮發(fā)性脂肪酸(VFAs)中丙酸是最難降解的;丙酸產氫產乙酸速率很慢，大量丙酸會在厭氧消化系統(tǒng)中形成積累，進而使系統(tǒng)pH值降低，影響產甲烷菌活性.研究表明，厭氧消化過程中30%的電子傳遞與丙酸降解過程有關，腐殖質可作為電子中間體，提高厭氧消化氧化還原電位，強化丙酸氧化生成乙酸.

　　乳酸也是厭氧消化的關鍵中間產物，研究表明，幾乎所有單糖可通過乳酸路徑進行降解，但乳酸降解很快，只有當瞬時有機負荷過高時乳酸才會出現.污泥厭氧消化系統(tǒng)中乳酸轉化為丙酸，會對系統(tǒng)造成潛在危害，且乳酸不宜作為產甲烷細菌利用的終端產物.研究也表明，腐殖質還原菌可利用乳酸作為底物，促進乳酸向乙酸轉化，減少系統(tǒng)內丙酸積累，參與產氫/乙酸形成.腐殖質促進乳酸轉化乙酸的反應過程如式(1)所示.

　　(1)

　　3.4 產甲烷階段

　　厭氧條件下腐殖質所含醌基可作為微生物呼吸電子受體，氧化簡單有機物而產生CO2.在厭氧呼吸中，腐殖質所含醌基或胞外醌類物質可充當微生物電子中間穿梭體，醌基數量決定了腐殖質接受電子的能力究表明，在腐殖質或醌類模式物缺乏條件下，G. Metallireducens或W. Succinogenes均難以利用乙酸;G. Metallireducens和W. Succinogenes加入到含乙酸緩沖溶液后，乙酸仍未被利用;但添加腐殖質或醌類模式物后，乙酸(標記2-14C)則被迅速氧化為14CO2.結果顯示，腐殖質或醌類模式物可作為電子中間穿梭體促進微生物共同作用氧化乙酸.腐殖質或AQDS作為電子受體，氧化乙酸產甲烷反應過程如式(2)所示.

　　(2)

　　然而，腐殖質也可能抑制污泥厭氧消化產甲烷過程.有學者嘗試從煤中提取腐殖質并添加到厭氧消化系統(tǒng)中，系統(tǒng)CH4產量幾乎被完全抑制，但發(fā)現有少量CO2產生.研究表明，向污泥厭氧消化系統(tǒng)添加劑量分別為0.3、0.5、0.8和1.0 g·g-1的腐殖質，CH4產量分別減少了14%、42%、85%和97%;腐殖質抑制CH4產生主要是抑制嗜乙酸產甲烷路徑，而嗜氫型產甲烷路徑幾乎未被抑制;抑制嗜乙酸產甲烷路徑為乙酰輔酶A向5-甲基-四氫甲烷蝶呤轉化過程，腐殖質會與該過程競爭電子，致使乙酸產甲烷路徑被阻斷.

　　厭氧條件下腐殖質還原菌、產甲烷細菌和硫酸鹽還原菌(SRB)僅以乙酸為底物時，腐殖質還原菌會在競爭乙酸中占優(yōu)勢，且腐殖質濃度越高對產甲烷細菌抑制效果越好;但當腐殖質與硫酸鹽還原菌(SRB)僅以丙酸為底物時，硫酸鹽還原菌會在競爭中會占優(yōu)勢.在實際應用中，因污泥腐殖質濃度低，腐殖質作為電子受體容量有限，因此，腐殖質還原菌并不會對產甲烷菌造成明顯抑制作用.

　　前已述及，高濃度腐殖質會對產甲烷過程造成明顯抑制作用，且腐殖質濃度越高抑制作用越明顯，但低濃度腐殖質可作為良好電子受體促進產甲烷過程.研究表明，腐殖質對垃圾滲濾液厭氧消化系統(tǒng)CH4產生速率有促進作用;與不加腐殖質相比，加入腐殖質濃度由250 mg·L-1提高至2000 mg·L-1，厭氧消化系統(tǒng)產氣速率提高了10.2%~28.2%.也有研究顯示，高濃度(10 g·L-1)腐殖質會抑制產甲烷活性，導致CH4產量降低;原因主要是腐殖質濃度過高使得污泥基質黏度增加，從而微生物利用營養(yǎng)物質出現延遲;腐殖質還原菌會與產甲烷菌(Archaea)競爭并占優(yōu)勢.但較低濃度(1.0~5.0 g·L-1)的腐殖質可作為厭氧消化降解有機物的電子受體，促進VFAs轉化效率和CH4產量增加.更多研究顯示，在極端嗜熱條件下，低濃度AQDS (0.2 mg·L-1)可作為電子中間穿梭體強化Fe2O3還原;但當濃度超過2.0 g·L-1時，腐殖質呼吸作用會抑制產甲烷細菌活性.因此，有必要進一步探究污泥厭氧消化系統(tǒng)腐殖質提高VFAs轉化效率和CH4產量而不會對CH4產生抑制作用的最佳濃度.

　　此外，參與中溫厭氧消化產甲烷細菌要求環(huán)境中維持氧化還原電位(ORP)應低于-350 mV，而腐殖質作為電子受體屬于氧化劑.研究顯示，在T=25 ℃和pH=5.0的條件下，腐殖質標準電極電位平均值為0.778 V，且pH每升高1，標準電極電位降低約20 mV。因此，過高濃度的腐殖質或AQDS會使厭氧消化系統(tǒng)氧化還原電位升高，導致產甲烷細菌活性被抑制.

　　4 腐殖質抑制污泥厭氧消化消除方法

　　盡管腐殖質可能促進酸化和產氫/乙酸過程，且在低濃度時還有可能有利于產甲烷過程，但腐殖質對厭氧消化水解過程的抑制是肯定的、顯著的、不可逆轉的.因此，避免或減少腐殖質進入污泥厭氧消化系統(tǒng)成為破解腐殖質抑制水解過程的關鍵環(huán)節(jié).為此，從污泥中提取、回收腐殖質顯然是技術首選，亦可考慮在腐殖質進入厭氧消化系統(tǒng)前采用預處理措施將其結構破壞.一旦腐殖質進入厭氧消化系統(tǒng)則需要采取被動技術措施來屏蔽、消除抑制影響.在此方面，金屬陽離子的存在可減緩、甚至完全屏蔽腐殖質對水解酶的抑制束縛作用.

　　4.1 腐殖質提取

　　為避免腐殖質進入污泥厭氧消化系統(tǒng)，抑制污泥水解過程，有學者嘗試通過堿處理方法提取初沉污泥腐殖質，以利于污泥進行厭氧消化產甲烷.實驗表明，堿處理方法提取腐殖質后，污泥厭氧消化效果明顯改善，沼氣產量提高了29.4%~49.2%，其中，提取腐殖質對沼氣增量的貢獻率約為10.3%~17.2%.

　　盡管堿處理提取腐殖質的實驗手段在很大程度上可避免腐殖質抑制水解的過程，但其經濟性和實用性備受質疑，因為腐殖質提取過程需要消耗大量化學藥劑，且需經過濾膜截留腐殖質分子，步驟異常復雜.

　　4.2 腐殖質預處理

　　目前單獨針對污泥腐殖質預處理的研究并不多見，只在農業(yè)土壤學方面存在少量文獻.其實，很多污泥預處理方法亦適用于腐殖質，如酸/堿、熱解、水解酶、微波和H2O2預處理等.

　　4.2.1 酸/堿處理

　　污泥酸/堿預處理為常規(guī)方法，可有效促進污泥水解.因腐殖質內部共價鍵結合穩(wěn)定、復雜，絕大多數結合鍵僅通過酸/堿水解反應很難斷裂, 因此，酸/堿預處理對腐殖質結構破穩(wěn)效果并不理想.況且，堿預處理只會增加溶解性腐殖質濃度，并不能起到結構破穩(wěn)作用.只有酸預處理對腐殖質破穩(wěn)效果稍好，但所需酸的濃度很高;在6 mol·L-1 HCl條件下，腐殖質水解產生單糖、氨基酸、嘌呤和嘧啶等水溶性有機分子，最后50 %以上的研究發(fā)現腐殖質發(fā)生了水解反應.

　　4.2.2 熱解處理

　　有學者嘗試將污泥中的胡敏酸和富里酸提取后在180 ℃條件下進行30 min熱水解，發(fā)現腐殖質濃度基本沒有變化，只是溶解性腐殖質增加了35%;其中，部分大分子腐殖質分解成小分子，約32%的胡敏酸轉化成富里酸;胡敏酸分子量中位數由81 kDa減至41 kDa，富里酸分子量中位數由15 kDa減至2 kDa;與此同時，熱水解也導致某些含氧官能團消失，使芳香族結構增加.也有研究人員用熱解方法處理瀝青煤腐殖質，實驗結果顯示，隨溫度升高腐殖質官能團會發(fā)生分解，芳香族結構增加;在溫度低于200~400 ℃時，羧基會發(fā)生分解，而酚羥基分解溫度需達600 ℃以上.也有研究顯示，污泥經65 ℃熱水解后進行厭氧消化(SRT=60 d)，可生物降解有機物濃度幾乎未變，熱處理只是增加了非溶解態(tài)有機物(蛋白質、多糖、腐殖質等)向溶解態(tài)轉化，并未提高污泥有機物降解效率;污泥經48 h或更長時間熱處理厭氧消化后，污泥中溶解性腐殖質占難降解有機物的比例幾乎恒定在28%左右.

　　可見，熱解預處理雖然可使腐殖質羧基和酚羥基發(fā)生一定程度分解，并使腐殖質向溶解態(tài)方向轉化，在一定程度上減輕腐殖質對水解酶的束縛，但所需溫度很高，能量入不敷出.

　　4.2.3 生物酶處理

　　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，將淀粉酶與蛋白酶分別以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%).當用淀粉酶與蛋白酶以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;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，投加適宜濃度的金屬離子并不會對厭氧微生物產生毒害作用.具體參見 污水處理技術資料或污水技術資料更多相關技術文檔。

　　5 結論

　　1) 腐殖質作為一種結構異常復雜、穩(wěn)定性極強的芳香族多環(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(67%~84%)被吸附于活性污泥而最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最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，水解是厭氧消化的第一步，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”兩個方面來最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，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.