水解酸化浸提污泥重金屬協(xié)同方法研究進展

劉佳欣，張樹艷，耿繼光，程剛，于翔

(西安工程大學 環(huán)境與化學工程學院，陜西 西安 710600)

隨著我國污水處理量的增多，其副產(chǎn)物剩余污泥的量也逐漸增多，然而污泥中的重金屬是其穩(wěn)定化、無害化處理處置和資源化利用的重要限制因素。生物淋濾、化學淋濾、電動修復、動植物修復等[1-2]技術(shù)是去除污泥中重金屬的主要方法，其中電化學法電損耗較為突出，化學淋濾法雖效率高但要消耗大量藥劑，動植物修復也存在時間成本較高、處理效果有限的問題。近年來，生物淋濾技術(shù)因其成本低、環(huán)境擾動小、不會帶來二次污染受到研究者的廣泛關(guān)注[3-4]。其中，好氧生物瀝浸因其反應溫和、去除效率高，去除重金屬的同時還能提高污泥的脫水性能，已成為人們研究關(guān)注的熱點，但其受外界環(huán)境影響大、滯留時間長、曝氣能耗大[5-6]，推廣應用受到限制。水解酸化作為污泥厭氧產(chǎn)沼氣的有效預處理手段，已得到工程化應用[7]，但將其用于污泥重金屬浸提的相關(guān)研究少見。

為達到水解酸化浸提污泥重金屬的目標，需要通過一定的協(xié)同方法強化污泥水解以及酸化的效果。本文介紹了水解酸化浸提污泥重金屬的機理，歸納了物理、化學方法及其組合工藝對提高水解酸化浸提效率的協(xié)同作用，通過對各種協(xié)同方法的分析說明，以期為污泥水解酸化的進一步研究提供依據(jù)，也為水解酸化浸提污泥重金屬指明了今后的發(fā)展方向。

1 水解酸化浸提污泥重金屬機理

水解酸化浸提污泥重金屬主要利用的微生物是兼氧菌和厭氧菌，污泥中的有機質(zhì)通過厭氧生化反應分解[8]，在這個復雜的代謝過程中多種微生物共同參與發(fā)揮作用，生成乙酸、丙酸、丁酸、戊酸等短鏈有機酸，這些有機酸會導致整個體系的pH值下降[9]，將難溶態(tài)重金屬轉(zhuǎn)化為離子態(tài)進入液相中，最終通過固液分離使重金屬得到去除。

厭氧消化一般分為水解、酸化與產(chǎn)甲烷三個階段。在水解酸化過程中復雜有機物先經(jīng)水解分解成單糖、脂肪酸、氨基酸等可溶性物質(zhì)，再經(jīng)產(chǎn)酸菌的酸化轉(zhuǎn)化為揮發(fā)性脂肪酸VFAS，整個過程都是在各種微生物菌群的相互作用下完成的，包括產(chǎn)酸發(fā)酵菌群、產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸菌群、同型產(chǎn)乙酸菌群等，還包括少量的硫酸鹽還原菌及其他微生物[10]。起水解作用的細菌是嚴格厭氧的擬桿菌,梭菌及兼性厭氧的真桿菌等，而產(chǎn)酸發(fā)酵細菌中的優(yōu)勢菌種是產(chǎn)酸速率較高的產(chǎn)芽孢細菌[11]。水解酸化過程中VFAS的積累影響著系統(tǒng)的H+離子濃度以及pH環(huán)境，而金屬鹽的溶解度與H+離子濃度相關(guān)，這關(guān)系著污泥重金屬的浸提效果，所以利用協(xié)同方法加速水解過程、提高VFAS的產(chǎn)量以及減少其消耗是提高重金屬浸提效率的關(guān)鍵。

2 水解階段的協(xié)同方法

2.1 微波、超聲技術(shù)

水解階段一直被認為是水解酸化的限速階段，提高水解的速率可以有效縮短水解酸化的時間，微波和超聲作為物理手段都可以在不帶來二次污染的情況下加快污泥溶胞速度。微波預處理不但加熱均勻，而且升溫速率快、高效且易于操控。經(jīng)微波處理能加快污泥中的胞外聚合物(EPS)和微生物細胞破解,蛋白質(zhì)、多糖等有機物得到釋放,污泥溶解性有機物(SCOD)顯著增加。劉吉寶等[12]在常壓,600 W 微波功率下輻射污泥樣品,將污泥升溫至100 ℃，與原污泥相比,經(jīng)微波處理后的SCOD增加了454.12%。艾樂仙等[13]分別研究了單獨KMnO4、單獨微波以及二者聯(lián)合預處理作用下的剩余污泥破解程度，發(fā)現(xiàn)原泥的中值粒徑由37.954 μm分別減小至33.579，15.121，9.315 μm。在微波單獨作用時,污泥破解率(DD)可達17.80%,聯(lián)合作用時DD可達34.18%。

超聲波同樣可以有效破壞污泥的絮體以及細胞結(jié)構(gòu)，幫助釋放污泥絮體中的有機物[14]，促進水解。超聲的時間以及聲能密度是影響水解的重要因素[15]，而且低強度的超聲可以提高微生物以及酶的活性[16]，當超聲波強度較低時產(chǎn)生的空化為穩(wěn)態(tài)空化，不但對細胞破壞很小，而且會促進細胞內(nèi)外物質(zhì)運輸，加快生化反應速率。李健弟等[17]研究了超聲聲能密度及超聲時間對污泥水解酸化的促進作用，結(jié)果表明聲能密度在一定范圍內(nèi)時超聲都發(fā)揮著積極的作用，一定時間范圍內(nèi)SCOD也會隨超聲時間的增加而增加。江云[18]研究發(fā)現(xiàn)超聲波處理污泥時也可以使吸附在污泥固相當中的重金屬離子隨污泥破碎而釋放到液相中，聲能密度在1.2 W/mL時Cu含量減少了15.65%;Zn隨聲能密度增加到2.4 W/mL, 減少了30.59%;聲能密度在2.4 W/mL,Mn的含量減少了19.33%。

微波和超聲的手段都可以使溶解性有機物得到充分釋放，促進水解階段的進行，為下一階段產(chǎn)生小分子酸提供充分的物質(zhì)基礎(chǔ)；且微波和超聲對于輔助小分子有機酸浸提重金屬也有一定的強化效果，兩種手段在水解酸化浸提污泥重金屬的過程中無疑都起到促進作用。

2.2 熱水解技術(shù)

熱水解就是在一定溫度和壓力條件下處理污泥，使污泥絮體發(fā)生物理化學變化，將細胞中的蛋白質(zhì)、多糖、脂肪、礦物質(zhì)等釋放出來，并進一步水解成小分子的水熱技術(shù)[19]。溫度是影響污泥水解的重要因素，一方面溫度影響著酶的活性，水解酶的活性越高水解速率越快，一方面溫度的升高也會使粒子的熱運動更加劇烈，細胞體也會由于受熱體積膨脹而破裂，釋放出細胞內(nèi)的水分，自由水比例增大。通常熱水解采用的溫度范圍是60～270 ℃,將高于130 ℃的熱水解稱為高溫熱水解，低于130 ℃的熱水解稱為低溫熱水解[20]。溫度越高水解效果越好，然而過高的溫度也會導致有毒有害中間體的產(chǎn)生，抑制生物活性，同時也會產(chǎn)生較大的能耗，因此目前針對低溫熱水解的研究較多。劉亞利[21]采用不同低溫熱水解2 h來加速污泥水解，發(fā)現(xiàn)低溫熱水解可以有效破壞污泥的EPS結(jié)構(gòu)，當溫度從50 ℃上升到120 ℃污泥粒徑從212 μm快速降至10 μm左右,80 ℃時污泥的EPS已接近完全破壞。Xue等[22]研究表明在60～90 ℃下對污泥進行熱水解，SCOD的濃度在前24 h迅速增加；在60，70，80，90 ℃處理條件下可溶性蛋白濃度分別是原污泥的6.9，7.8，9.0，11.7倍，可溶性碳水化合物濃度分別為5.7，8.3，8.7，13.5倍，有機物溶出效果都得到不同程度的增加。

熱水解法不但促進了水解過程，同時也有助于重金屬的溶出，污泥中部分重金屬離子由于吸附作用存在于污泥的胞外聚合物EPS中，一部分因微生物的緩慢吸收作用存積于細胞原生質(zhì)內(nèi)，當采用熱水解法處理污泥時重金屬離子會失去結(jié)合位點得到釋放，Appels等[23]研究表明污泥在90 ℃的溫度下處理30 min的SCOD是未處理污泥的18倍，可溶性蛋白質(zhì)濃度也有明顯上升，液相中的重金屬濃度也隨溫度的升高而增多。董濱等[24]研究了70～120 ℃，熱水解預處理20 min對剩余污泥的影響，發(fā)現(xiàn)隨著溫度的升高有機物、DNA及重金屬的溶出都隨之增長；污泥pH也隨著熱水解溫度的升高而降低，經(jīng)120 ℃熱處理Cu,Zn,Ni的質(zhì)量濃度也都分別增長為原污泥的2.2，1.5，3.0倍。熱水解促進水解以及重金屬離子釋放效果明顯，但因高溫導致的臭味、能耗和安全等問題不容忽視。

2.3 添加表面活性劑

表面活性劑因其兩親性在污泥資源化中經(jīng)常被使用，常見的表面活性劑可分為陰離子型、陽離子型和非離子型，其中陰離子型表面活性劑使用最多，表面活性劑添加到污泥中其皂化作用可以改變污泥的絮體形態(tài)，減小污泥顆粒粒徑；其增溶作用不僅可以提高有機物的溶解度，也可以促進難溶物質(zhì)的溶解；表面活性劑也有改善相關(guān)酶活性的作用，從而提高有機物的生物可利用性，加速微生物的分解作用；并且一定濃度的表面活性劑也可以將重金屬離子從污泥結(jié)合態(tài)中解離出來，去除部分重金屬[25]。Huang等[26]研究了鼠李糖脂、表面活性素、皂苷這3種生物表面活性劑對污泥水解酸化的影響，結(jié)果表明與皂苷相比，表面活性素和鼠李糖脂增溶效果更好，3種表面活性劑均可以提高水解酶的活性，其中鼠李糖脂的效果最好，使中性蛋白酶和α-葡萄糖苷酶的活性分別增加了4.07倍和5.73倍。Gao等[27]以烷基糖苷(APG)為主要原料利用嗜熱菌進一步促進含鹽污泥水解發(fā)現(xiàn)添加0.4 g/g TSS APG時，SCOD、可溶性碳水化合物和可溶性有機物(DOM)的濃度分別是未添加APG的0.4，2.4，1.3倍；α-葡萄糖苷酶和蛋白酶的活性分別提高了8.8%和21.3%。也有研究表明在pH為5.2、APG濃度為85 g/L的條件下,土壤中Cd、Cu、Pb和Zn的去除率分別達到了77.7%，40.5%，24.5%和20.0%。不止APG，非離子表面活性劑Tween 80、鼠李糖脂、十二烷基硫酸鈉(SDS)、二辛基琥珀酸鈉和Triton x-100等表面活性劑對重金屬都有不錯的去除效果。

從環(huán)境友好的角度出發(fā)，在眾多的表面活性劑中生物表面活性劑脫穎而出，其有良好的生物降解性能，在水解效果方面也不遜色于化學表面活性劑，而且有很多研究表明其與有機酸復配對重金屬有不錯的去除效果，這說明表面活性劑不但能加速水解，也可一定程度上促進污泥重金屬浸提。

2.4 化學氧化法

化學氧化可以提高污泥的溶胞效率，氧化劑的強氧化能力會破壞細胞壁以及細胞膜，使細胞的內(nèi)溶物質(zhì)釋放得到二次利用，污泥的分解速率提升；也會使微生物原有的穩(wěn)定結(jié)構(gòu)被打破，重金屬更易由固相轉(zhuǎn)移到液相中;氧化作用還能降低混合液的pH，提高氧化還原電位，使重金屬轉(zhuǎn)變?yōu)殡x子態(tài)，進入到液相當中[28]。臭氧作為一種不會帶來二次污染的強氧化劑被廣泛使用，A Scheminski等[29]用臭氧預處理污泥，有機物的生物降解程度提高到42%，當臭氧投加量為0.3 g/g DS時污泥中40%的DOC轉(zhuǎn)移至液相中，DOC可以增加到2 300 mg/L，同時70%的DOC可以被生物降解。Chu等[30]通過綜述各種臭氧預處理污泥的研究，考慮到污泥處理成本得到最佳臭氧投加范圍為0.03～0.05 g O3/g TSS。

臭氧及氧化劑的加入都可以影響重金屬的去除效果，趙強[31]研究了不同臭氧投加比下污泥中有機物以及重金屬含量變化，在臭氧投加量為55 mg O3·(gTSS)-1時，SCOD、TCOD和TP 分別由 1 219，1 819，40.7 mg/L增加到6 319，17 429，204.4 mg/L，污泥的平均粒徑也由420 μm減小到239 μm，氧化3 h后污泥中的銅、鎳、鎘、鉛、鋅含量分別從20 324.4，75.04，8.8，42.8，148.8 mg/kg減小至13 254.7，46.05，7.1，27.2，121.4 mg/kg。張維寧[32]以Fenton、K2S2O8、CaO23種試劑作為研究對象，發(fā)現(xiàn)經(jīng)過氧化處理的污泥上清液TN、TP都有不同程度的增加；COD從15.2 mg/L分別增至149，216.3，163 mg/L；而且在重金屬去除方面K2S2O8效果最好，投加量為 9 g/L 時，重金屬 Pb、Zn、Cu、Cd 去除率分別為 63.9%，87.1%，86.4%。

從成本方面考慮，利用臭氧氧化需要耗電耗氧制備臭氧，而直接投加化學氧化劑在操作方法上相對簡單，性價比較高、易儲存、效果也明顯，有更廣闊的應用前景。過硫酸鹽、高鐵酸鉀等都是常用的氧化劑。

2.5 生物酶催化

生物酶是一種高效催化劑，在污泥水解過程中發(fā)揮著重要作用，能將底物水解成微生物可以利用的小分子物質(zhì)，催化蛋白質(zhì)、油脂類以及碳水化合物水解成肽類物質(zhì)、甘油、脂肪酸以及多糖小分子等；其次污泥中的總有機質(zhì)50%～90%是EPS，蛋白質(zhì)作為EPS的主要成分在被酶降解的同時會使污泥固體不斷溶解，有利于水解過程的進行。耿娜瑤等[33]研究了外加蛋白酶和淀粉酶對厭氧污泥水解的促進作用，發(fā)現(xiàn)淀粉酶的促水解效果優(yōu)于蛋白酶，蛋白酶投加量為0.3 g/L反應時間為24 h時SCOD/TCOD的比值接近1，而0.3 g/L的淀粉酶在反應時間為60 h時才達到最大值。Diak等[34]研究了酶對污泥厭氧消化的影響，結(jié)果表明在加入酶的反應器中碳水化合物濃度保持在25～40 g/L之間，而對照組的碳水化合物濃度最終下降到2.5 g/L；投加酶的反應器中蛋白質(zhì)濃度也從1.9 g/L上升到25 g/L，且酶的濃度對反應影響并不大。破解污泥除了直接投加生物酶，也可以利用能分泌胞外酶的細菌。汪順麗等[35]在活性污泥中篩選出了3株具有高效代謝淀粉酶和蛋白酶的菌株，在3種菌株最佳配比以及培養(yǎng)時間為32 h,溫度為35 ℃時,SCOD為841.19 mg/L，VSS 溶解率為 24.51%。酶分子中含有較多可與重金屬絡(luò)合的活性部位，能與重金屬形成較穩(wěn)定的絡(luò)合物，達到去除重金屬的目的，林維晟等[36]研究發(fā)現(xiàn)α-淀粉酶在pH為4，酶的質(zhì)量濃度為0.3%，反應時間達到12 h后，重金屬Cd,Pb的去除效果分別可達到80%，40%左右。

污泥預處理中常用的生物酶有蛋白酶、纖維素酶和脂肪酶等，有著高效性及綠色無污染的特點，但其專一性，使得針對不同性質(zhì)的污泥使用的酶也不盡相同，為了有更好的水解效果多種酶的復配仍需進一步探究；在產(chǎn)酶細菌的研究中相較于別的菌種嗜熱菌的胞外酶活性更為穩(wěn)定，更有發(fā)展?jié)摿Α?/p>

2.6 組合處理方法

將不同的處理方法組合起來，往往可以達到比單一處理更好的效果，進一步增強污泥破解。Serkan等[37]將超聲和熱處理相結(jié)合有效提高了污泥的破解效果，且由于存在協(xié)同效應使得聯(lián)合處理的效果略高于兩種技術(shù)的總效率，實驗得到的最佳污泥破解的條件為1.0 W/mL，1 min的超聲和80 ℃，1 h的熱水解組合。Yeneneh等[38]發(fā)現(xiàn)超聲和微波的組合雖然不會產(chǎn)生直接的累加效應，但兩種技術(shù)之間存在著互補的協(xié)同作用，輕微的超聲足以使污泥絮體分解，而較高的微波有助于有機物降解；在所需能量方面微波的能量需求也遠小于超聲處理，因此聯(lián)合處理也可以降低成本。微波可以提高污泥上清液中溶解性有機物的含量，為了提高這些碳源的利用率可以通過添加酶來繼續(xù)強化微波對水解的促進效果，賈瑞來等[39]在微波預處理的基礎(chǔ)上分別加入了蛋白酶以及淀粉酶發(fā)現(xiàn)SCOD的濃度、溶解性蛋白質(zhì)、溶解性糖類都在0.5 d得到了大幅度的提升，并且在0.5 d達到最大，有效的增加了易生物降解有機物的比例。也有將物理與生物技術(shù)相結(jié)合的方法，艾斯佳[40]在污泥熱水解的基礎(chǔ)上接種產(chǎn)酸菌，結(jié)果表明并不是接種量越大處理效果越好，凝結(jié)芽孢桿菌AFB-1的最佳接種率為30%，此時微生物的增長速度是最快的，加速污泥的增溶、提高了SCOD以及可溶性碳水化合物與蛋白質(zhì)的含量。

通常來說不同技術(shù)之間的組合可以起到優(yōu)劣互補的作用，從而更進一步的促進反應的效率；在能耗以及成本方面，組合技術(shù)也更經(jīng)濟；但如何選擇不同技術(shù)進行組合，以及組合處理的最佳條件仍需進一步探索。

3 酸化階段協(xié)同方法

毫無疑問上文中強化水解階段的方法同樣會促進后續(xù)的發(fā)酵產(chǎn)酸，首先VFAs濃度與預處理釋放的可溶性有機物濃度呈正相關(guān)，預處理增加了可溶性有機物的產(chǎn)生，可溶性有機物正是產(chǎn)酸的原料，在水解酸化過程中有機物不斷分解產(chǎn)生VFAs，包括乙酸、丙酸、異丁酸、丁酸、異戊酸和戊酸；其次微生物的菌群也會發(fā)生變化，有研究表明熱水解會使污泥反應體系中的微生物群落發(fā)生改變，產(chǎn)酸微生物增多[41]；而且酸性熱水解還可以有效去除污泥中重金屬，污泥中重金屬的浸出與pH有很大的關(guān)系，VFAs的積累有助于反應體系pH的降低，以及重金屬的浸出。

3.1 富集產(chǎn)酸菌

產(chǎn)酸菌作為污泥中的原始微生物大量存在，其代謝會產(chǎn)生VFAs，富集產(chǎn)酸菌便可強化產(chǎn)酸。乙酸在VFAs占很大一部分，在產(chǎn)酸菌中目前關(guān)于同型產(chǎn)乙酸菌的研究較多。早在1932年人們就發(fā)現(xiàn)了污水中的微生物菌群可以產(chǎn)生乙酸，1936年荷蘭微生物學家Wieringa從污泥中分離出第一株同型產(chǎn)乙酸菌株[42]。同型產(chǎn)乙酸菌對環(huán)境的適應能力較強，大部分適宜pH為5～8；既可以通過自養(yǎng)代謝生存，也兼具異養(yǎng)代謝方式；能將H2和 CO2轉(zhuǎn)化為乙酸，還會產(chǎn)生丙酮酸、乳酸、琥珀酸等代謝產(chǎn)物。除了VFAs，還有一些能產(chǎn)生小分子有機酸的異養(yǎng)菌，如絲狀真菌黑曲霉，在代謝生長中會產(chǎn)生檸檬酸、草酸、乙酸、葡萄糖酸等有機酸，馬云龍等[43]研究了檸檬酸、草酸、酒石酸和蘋果酸這幾種低分子有機酸對土壤重金屬解吸，發(fā)現(xiàn)檸檬酸有很好的解吸效果；檸檬酸為三羧酸，通常情況下活化能力大于其他3種二羧酸。這些有機酸都是很好的重金屬浸提劑，可以降低重金屬浸提成本。刁維強等[44]利用篩選得到的黑曲霉淋濾去除污染底泥中的重金屬，Cd、Pb、Cu和Zn浸出率分別可以達到93.5%，11.4%，62.3%和68.2%。利用黑曲霉發(fā)酵產(chǎn)檸檬酸很早已經(jīng)進入了工業(yè)化，如今利用黑曲霉產(chǎn)酸淋濾重金屬的研究也越來越多，是很有潛力的淋濾菌種。

3.2 共發(fā)酵產(chǎn)酸

一般來說污泥中所含有機物較少，碳氮比在7左右，而適合厭氧發(fā)酵的C/N為15左右，C/N影響著厭氧菌的生長活動。如果可以結(jié)合有機物含量高且易于水解酸化的底物進行共發(fā)酵，不僅可以使底物營養(yǎng)平衡而且可以獲得更高的VFAs產(chǎn)量，pH更易下降[45]。共發(fā)酵也存在協(xié)同效應，其產(chǎn)酸量高于兩種發(fā)酵單獨產(chǎn)酸，農(nóng)業(yè)廢棄物如玉米秸稈、甘蔗渣以及餐廚垃圾、礦化垃圾、牲畜糞便等都可以和污泥在適合比例下共發(fā)酵產(chǎn)酸浸提重金屬。共發(fā)酵雖然不會直接破壞污泥絮體結(jié)構(gòu)，但研究表明它提高了多種產(chǎn)酸菌的豐度，而且一定程度上抑制了產(chǎn)甲烷菌。有研究發(fā)現(xiàn)礦化垃圾對污泥的酸化有促進作用，一方面礦化垃圾的投加使得污泥水解酸化體系中微生物的菌群種類、數(shù)量以及酶的活性都有所提升；另一方面其種類豐富的腐殖酸作為電子受體或者電子傳遞體也能促進酸化。邵敬等[46]將污泥和合歡葉共發(fā)酵，結(jié)果表明VFAs含量增加，在發(fā)酵初期TVFAs含量就超過了10 000 mg/L，pH可以迅速降低至5.5以下，這是因為加入的合歡葉使得乳桿菌含量增多，產(chǎn)生大量的乳酸，進而轉(zhuǎn)化為丙酸。 DACERA等[47]認為發(fā)酵所產(chǎn)生的酸性發(fā)酵液是前景很好的重金屬浸提劑，能很好地將污泥中的重金屬轉(zhuǎn)移出來。有學者利用餐廚垃圾發(fā)酵液淋濾土壤中重金屬，研究表明在一定條件下Cd去除率可以達到90%以上，Cu、Ni去除率分別達到75%、60%以上，酸性發(fā)酵液對Pb和Zn也有不錯的去除效率[48]。將兩種或多種富含有機物或腐殖酸的廢棄物與污泥共發(fā)酵促進產(chǎn)酸以進一步浸提污泥中重金屬可以很好地實現(xiàn)以“廢”治“廢”。

3.3 抑制產(chǎn)甲烷菌

污泥產(chǎn)酸階段大部分的VFAs會被產(chǎn)甲烷菌作為底物所消耗掉，抑制產(chǎn)甲烷菌的生長活動可以減少其對VFAs的利用，從而使產(chǎn)酸量積累，為浸提污泥重金屬提供適宜的環(huán)境。相對于其他抑制劑，化學抑制劑2-溴乙烷磺酸鈉(BES)因?qū)Ξa(chǎn)甲烷菌抑制作用的特異性而得以廣泛應用。這是因為BES只會對產(chǎn)甲烷的最后一步即甲基輔酶M轉(zhuǎn)化為甲烷產(chǎn)生抑制，并不會抑制同型產(chǎn)乙酸菌或產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸菌等細菌。投加BES可以有效達到乙酸積累的目的，投加方式可以在污泥厭氧發(fā)酵初始就加入BES，并且之后繼續(xù)補加。產(chǎn)甲烷菌的相對豐度會受BES抑制降低，相反耗氫產(chǎn)乙酸菌和產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸菌的相對豐度會有不同程度的增加。

對污泥進行短時曝氣也可以抑制產(chǎn)甲烷菌的生長，有助于污泥產(chǎn)酸。一般來說當溶解氧質(zhì)量濃度為0.2～1.0 mg/L為微氧條件。微氧條件下兼性菌的生理代謝活動得到了提高，系統(tǒng)中的微生物種類和產(chǎn)酸菌數(shù)量都有一定程度增加，因此會提高產(chǎn)酸率。若溶解氧量繼續(xù)增多，好氧微生物便會與厭氧微生物如產(chǎn)酸菌形成競爭關(guān)系，導致產(chǎn)酸菌的減少。李延晅等[49]研究表明雖然短時曝氣有助于VFAs的積累，產(chǎn)酸率高于厭氧條件，但還是低于投加BES的產(chǎn)酸率，因此今后的研究可以考慮將兩種抑制方法組合探究是否會產(chǎn)生協(xié)同效應，進一步促進產(chǎn)酸以期提高重金屬浸提效率。

4 結(jié)語

近年來針對污泥水解酸化的研究主要集中在促進水解以及發(fā)酵產(chǎn)酸或者產(chǎn)沼氣，而通過增加產(chǎn)酸量提升污泥重金屬浸提效率的研究較少。微波、超聲、水熱、氧化以及富集產(chǎn)酸菌和共發(fā)酵等方法均可加快污泥水解速率，提高VFAs的產(chǎn)量，迅速降低體系pH值，從而將污泥中重金屬加速溶出；通過多種協(xié)同方法的優(yōu)化組合，還可進一步提高污泥重金屬浸提效率，但相關(guān)組合技術(shù)的優(yōu)化條件仍需根據(jù)實際情況進一步探索。作為一種低成本、易操作的綠色環(huán)保技術(shù)，水解酸化浸提雖處于研究起步階段，但兼顧成本、效率與可行性的協(xié)同方法將有力推動其工程化應用研究的發(fā)展。同時對于處理后的污泥如何土地利用，以及浸提液的資源化也是今后的研究課題。