生物酶处理是向污泥中投加酶制剂或可以分泌胞外酶的细菌.酶能够催化有机物水解，降低长链蛋白质、碳水化合物和脂质黏性，使大分子有机物分解成小分子有机物，提高污泥有机物转化效率.

　　腐殖质会对水解酶产生束缚作用，从而阻碍水解酶与有机物接触, 但污泥中腐殖质含量一定，其束缚水解酶的数量也就一定.因此，向污泥厌氧消化系统添加水解酶，强化酶对污泥的水解作用，可有效提高厌氧消化系统污泥水解的速度和效率.研究表明，将*与蛋白酶分别以6%的剂量添加到剩余污泥中，污泥VSS溶解性可分别达54.24%和39.70%(而控制组溶解性为10%).当用*与蛋白酶以1:3比例(质量比)处理污泥时，污泥固体溶解性达到了68.43%;添加水解酶也促进了溶解性腐殖质成分的增加.

　　剩余污泥生物酶预处理可增强污泥水解和产甲烷能力，具有较好的处理效果，且不需要额外设施与能量消耗.随着生物工程技术的发展，生物酶制剂提取成本会不断降低，相信这种技术也会有较好的发展前景.

　　4.2.4 微波/H2O2处理

　　有研究人员实验比较了H2O2、微波和微波/H2O2联合方法预处理污泥的效果，结果显示，添加H2O2剂量为1.0 g·g-1(以TS计)预处理后，污泥溶解性COD由原来的2.7 g·L-1提高到10.6 g·L-1，溶解性腐殖质浓度由0.3 g·L-1提高至1.5 g·L-1，而总腐殖质浓度由原来的8.3 g·L-1降低至6.9 g·L-1;采用微波、微波/H2O2联合预处理同样可达到与H2O2预处理类似的效果.因此，采用H2O2、微波和微波/H2O2联合预处理方法，均可降低污泥总腐殖质浓度，但溶解性腐殖质浓度会有所升高，腐殖质仍会抑制水解酶活性.

　　4.3 金属离子屏蔽腐殖质抑制水解作用

　　腐殖质活性基团能够与金属离子发生络合、螯合、吸附等作用，尤其是羧基、酚羟基可与金属离子相互结合.研究表明，腐殖质对金属离子捕获容量很大，1.0 g腐殖质可以和数克金属离子发生络合反应.腐殖质与金属离子的结合能力较水解酶强，因此，金属离子会与酶竞争腐殖质羧基、酚羟基点位并优先与腐殖质结合，导致水解酶被替换而“解脱”.

　　研究表明，当腐殖质与水解酶存在静电吸引力时，金属离子会屏蔽分子之间的静电引力作用.当腐殖质与水解酶质量比小于腐殖质与水解酶电中性质量比时，相反电荷分子间主要是静电引力，金属离子在一定程度上能够减弱腐殖质对蛋白质分子的包裹作用，提高酶与底物接触的机率.更多研究表明，虽然金属阳离子可解除腐殖质对酶的吸附作用，但只有当金属离子达到一定浓度时，这种作用才会出现;达到同样解除抑制效果时，多价金属离子较单价金属离子效果要好;1价和3价金属离子浓度分别大于10-2、10-3 mol·L-1时，便可使酶从腐殖质上“解脱”.

　　由于羧基、酚羟基等酸性官能团在不同pH条件下电离度不同，因此，金属离子参与键合腐殖质基团的情况也不一样.在中性条件下，以羧基络合金属离子为主;而在碱性条件下，羧基和酚羟基共同络合金属离子.腐殖质含有羧基、酚羟基等多种官能团，它们与金属离子相互作用的形式多样.研究表明，腐殖质与金属离子作用主要有4种可能模式：①1个羧基与金属离子Mn+形成有机盐或络合物;②1个羧基和1个酚羟基(即水杨酸型官能团)与Mn+形成二齿络合物;③2个羧基(即苯二酸型官能团)与Mn+形成二齿络合物;④游离羧基与水合金属离子M (H2O)x通过静电相互作用形成结合物，如Fe3+、Al3+等.图 3显示了腐殖质与金属离子的4种作用模式.

　　图 3腐殖质与金属离子的4种作用模式

　　腐殖质与2价或3价金属离子容易形成稳定配合物.因此，4种作用模式中，模式(2)~(4)应占主导地位.腐殖质与金属离子络合稳定常数受腐殖质来源、金属离子性质和介质条件(pH、离子强度、介质阴阳离子等)的影响.不同学者对腐殖质与金属离子络合物稳定性进行了研究，得出了不太一致的结果.有学者实验得出，金属离子络合稳定性满足Irving-Williams序列：Ba < Ca < Mg < Mn < Fe < Zn < Co < Pb < Ni < Cu .也有学者采用离子交换平衡法测定了腐殖质与金属离子形成络合稳定序列为：Mg < Ca < Ag < Zn < Co < Mn < Cu < Pb < Ni (pH < 5.5).还有学者采用电位滴定法测定了腐殖质形成络合物稳定序列为：Mn < Co < Ni < Zn < Cu < Al < Fe (pH < 7.5).因污泥腐殖质存在较多脂肪族和较少芳香族聚合物，因此，污泥腐殖质与金属离子络合稳定常数较土壤腐殖质要小.

　　研究表明，向含有木质纤维素和腐殖质的实验组中分别添加Ca2+、Mg2+和Fe3+，木质纤维素水解效率较未添加金属离子分别提高了47%、37%和44%，CH4产量分别提高146%、128%和145%，且添加的Fe3+被腐殖质还原成Fe2+;然而，添加Na+、K+解除腐殖质抑制效果并不明显，腐殖质与金属离子络合稳定性满足K+、Na+ < Mg2+ < Fe3+ (Fe2+) < Ca2+.也有研究表明，添加Ca2+可以有效缓解腐殖质对土豆蛋白质的水解.更多研究显示，Ca2+与腐殖质结合能力较强，随添加Ca2+浓度增加，80%以上被抑制的苹果醋酶活性可以恢复，且Ca2+添加对系统中未受抑制的酶活性并没有影响.这些实验均得出，金属离子可以解除腐殖质抑制木质纤维素水解并提高CH4产量，而金属离子解除剩余污泥水解抑制和提高CH4产量的效果还有待进一步探究.

　　重金属离子(如Hg2+、Cu2+、Cd2+、Cr2+等)与腐殖质结合能力较Ca2+、Mg2+、Al3+、Fe3+等高很多.然而，向污泥厌氧消化系统添加重金属离子(Fe3+除外)会提高污泥重金属离子浓度，增加生态系统的环境风险.因此，Ca2+、Mg2+、Al3+、Fe3+等较适宜被选作屏蔽腐殖质抑制污泥厌氧消化水解作用的研究对象.除了考虑投加金属离子种类外，还需要考虑金属离子浓度对厌氧微生物的毒害作用，但金属离子对厌氧微生物毒害作用存在一定的浓度阀值，

　　1) 腐殖质作为一种结构异常复杂、稳定性*的芳香族多环或杂环状有机物难以在常规污水生物处理过程中被降解，大多数(67%~84%)被吸附于活性污泥而zui终进入污泥厌氧消化系统.即使是被微生物厌氧分解，也难以破坏腐殖质结构，它们大多会原封不动地随消化污泥排出系统，这也是污泥有机物能源转化率不高的原因之一.

　　2) 腐殖质在厌氧消化中zui大的问题还不是自身难以降解，而是它们还会抑制其它有机物水解过程，造成更低的有机物能源转化率.腐殖质含有大量羧基(-COOH)、酚羟基(酚-OH)，醇羟基(醇-OH)、甲氧基(-OCH3)和羰基(CO)等多种含氧官能团，这些官能团具有离子交换性、弱酸性、吸附性、络合性、氧化还原性等性质.腐殖质中的某些官能团可通过共价键方式与水解酶发生作用，如腐殖质所含的羧基、酚羟基可与水解酶氨基相互连结，从而减少、阻碍水解酶与其它有机物的接触机会，使厌氧消化水解速度和效率均降低.虽然腐殖质可作为电子受体、中间体、pH缓冲剂等具有促进厌氧消化酸化、产氢/乙酸、甚至产甲烷的有限作用，但与其抑制水解作用相比则显得微不足道.况且，水解是厌氧消化的*步，这步不能有效完成，后续步骤便无从谈起.

　　3) 需要在厌氧消化阶段以“防患于未然”和“除患于既成之后”两个方面来zui大限度地去除或消除腐殖质对水解的影响.提取腐殖质与污泥预处理(如酸/碱、热、微波，H2O2、生物酶等预处理)是去除腐殖质的有效手段，但这些方法大都需要投入大量化学/生物试剂及消耗大量能量，且对腐殖质结构破稳作用不强，预处理后大多腐殖质仍以溶解状态存在，进入厌氧系统仍会抑制其它有机物水解.

　　4) 相对于上述方法，金属离子可起到“解脱”水解酶的作用，很大程度上可破解腐殖质对其它有机物的水解作用.腐殖质与金属离子的结合能力较水解酶要强，金属离子会与酶竞争腐殖质羧基、酚羟基活性点位并优先与腐殖质结合，从而“解脱”它们对水解酶的束缚.因此，研究金属离子破解水解酶束缚作用显得很有必要，二价或三价等高价离子效果似乎更好.到目前相关研究较少，该种技术尚未有工程化应用报道，未来工程化应选择屏蔽腐殖质抑制水解作用效果好、价格低廉的金属离子，以达到入能敷出目的.

　　5) 污泥细胞破壁、木质纤维素破稳、腐殖质屏蔽是提高污泥有机物能源转化率的三大关键技术.细胞破壁、木质素破稳可通过合二而一的预处理实现，但随之而来的可能是腐殖质仍然不变、甚至略有增量地进入厌氧消化系统，使本来可以水解的破壁、破稳有机物难以水解.因此，用金属离子吸附腐殖质活性点位的研究对提高有机物能源转化率便显得至关重要.