肖向哲，陳思遠，滕俊，董姍燕，2，連軍鋒，2，朱易春，2

（1 江西理工大學土木與測繪工程學院，江西贛州341000；2 贛江流域水質(zhì)安全保障工程技術研究中心，江西贛州341000）

揮發(fā)性脂肪酸（VFA）作為一種性能良好的發(fā)酵產(chǎn)物，因較佳的可生化性，在農(nóng)業(yè)、食品加工業(yè)以及化妝品行業(yè)作為農(nóng)藥、食品添加劑、個人護理產(chǎn)品而得到了廣泛應用[1]。目前，利用污水廠剩余污泥、生活垃圾和農(nóng)產(chǎn)品廢棄物等產(chǎn)VFA 的研究較多[2-5]。1979 年，厭氧發(fā)酵三階段理論由Bryant[6]提出：復雜有機物需要經(jīng)過水解（第一階段）產(chǎn)生小分子有機物才能進一步被微生物利用產(chǎn)生VFA（第二階段）和甲烷（第三階段）。1997 年，以Kiely等[7]為首的一批學者認為水解作為厭氧發(fā)酵過程的限速階段直接影響著VFA的產(chǎn)出效率。因此，如何有效促進水解來獲得更多的VFA 產(chǎn)量已成為厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸的一大研究熱點。

近20 年來，研究人員提出了提高復雜有機物水解速率的一些有效的處理方式。在預處理階段，可將其劃分為物理、化學和生物預處理法[8]。其中，物理法常用熱、機械破碎和超聲波等方式破壞細胞壁促使有機物釋放；化學法常用堿、臭氧等化學方式促進大分子有機物的水解，提高有機物溶出速率；生物法常加入酶制劑，使不易水解的蛋白質(zhì)、脂類和糖類較快速地水解成易于被微生物利用的小分子物質(zhì)。當進入?yún)捬醢l(fā)酵階段，其產(chǎn)VFA的效率還受pH、溫度、攪拌程度和添加劑的影響[9]。其中，堿性發(fā)酵環(huán)境下可持續(xù)加速底物水解；發(fā)酵溫度的升高有利于加快細胞間有機物的釋放速率；攪拌程度決定了微生物與底物間的接觸面積；一些添加劑可以抑制產(chǎn)甲烷菌活性以提高VFA的產(chǎn)量。

以上研究闡述了有機物的快速釋放是VFA 產(chǎn)量提升的關鍵。本文從一種新的角度出發(fā)，根據(jù)基質(zhì)碳源釋放快慢及厭氧發(fā)酵過程中碳源降解性能不同，將厭氧水解分為快速水解和慢速水解；通過對快速水解和慢速水解的機理及其碳源降解性等方面進行闡述和分析，以期獲得更高的厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸效率，并為厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸更加高效的處理方式提供理論參考。

1 厭氧水解處理方式

剩余污泥中的碳源主要分為4 種：污泥絮體（OM）、松散胞外聚合物（LB-EPS）、緊密胞外聚合物（TB-EPS）以及胞內(nèi)物質(zhì)（IM）。研究表明，剩余污泥系統(tǒng)中的細胞外碳比細胞內(nèi)碳具有更高的生物降解性[10]。如圖1所示，快速水解是指有機物經(jīng)過強化水解，碳源在短時間內(nèi)釋放，包括細胞外碳和細胞內(nèi)碳，但細胞內(nèi)碳的釋放會導致生物降解性能降低[10]；慢速水解是指易于水解的碳源（OM、TB-EPS 和LB-EPS）作為細胞外碳被微生物先行利用，再利用不易水解的胞內(nèi)物質(zhì)（IM），同時厭氧發(fā)酵階段還可對厭氧系統(tǒng)進行二次調(diào)節(jié)來保證微生物的活性，從而提高生物降解性能?？焖偎庵饕赃B續(xù)性的物理化學法為主，其特點是在厭氧發(fā)酵過程中通常不再對微生物環(huán)境進行二次調(diào)節(jié)，其結果是可能影響厭氧發(fā)酵后期微生物對有機物的利用能力。這類方法雖然能快速提高水解液中可溶性有機物（DOM）的濃度，但由于DOM 中內(nèi)部碳源IM 的存在，導致微生物對有機物的轉(zhuǎn)化率不高[11-12]。DOM本身還含有腐殖質(zhì)、芳香族化合物等難降解有機物，而且有機物快速水解后引起的美拉德反應會產(chǎn)生其他難降解有機物黑色素的產(chǎn)生，蛋白質(zhì)和多糖的積累還會使污泥的脫水性能降低[13]。慢速水解主要以生物法和逐步式的物理化學法為主，目的是提高系統(tǒng)中生化需氧量/化學需氧量（BOD/COD）比值，使生物降解性更高的細胞外碳占水解產(chǎn)物的主導部分并予以充分利用，可視情況在厭氧發(fā)酵階段的后期對微生物環(huán)境加以調(diào)節(jié)，以此來提高VFA的產(chǎn)量。

圖1 快速水解和慢速水解

簡言之，快速水解關注水解產(chǎn)物的“數(shù)量”，卻可能忽視其“質(zhì)量”；慢速水解注重水解產(chǎn)物的“質(zhì)量”，但需要更多的時間。兩種方式的根本區(qū)別在于細胞內(nèi)外碳源的生物降解性能存在差異。

1.1 快速水解

在快速水解條件下，基質(zhì)中的大分子有機物和胞內(nèi)物質(zhì)被釋放成小分子有機物和一些難降解有機物，具有在短時間內(nèi)獲得大量可溶性有機物的優(yōu)點?？焖偎庵饕l(fā)生在預處理階段，包括堿預處理、熱預處理和超聲波預處理等。

1.1.1 堿預處理

酸堿度是影響厭氧發(fā)酵過程中水解和酸化的重要因素。大量研究表明，預處理時將pH 控制在堿性條件下更有利于提高有機物的水解速率。Ma等[14]在pH為7、8、9、10條件下分別對污泥中EPS的變化情況進行了研究，發(fā)現(xiàn)在pH=10 時LB-EPS和TB-EPS 向可溶性EPS（S-EPS）的轉(zhuǎn)化率最高，蛋白質(zhì)和多糖得到了大量釋放，但DOM 中也含有難降解的木質(zhì)纖維素和芳香族化合物[15]。邢奕等[16]關于污泥在堿性條件下脫水性能的研究表明，蛋白質(zhì)的大量釋放導致了S-EPS增加，增強了污泥的電負性，使污泥絮體間斥力增大。而且堿性條件下引起的蛋白質(zhì)變性還會增強污泥絮體與水的結合能力，阻礙水分的去除[17-18]。Zhu 等[13]的研究表明：水解過程中過多的有機物（蛋白質(zhì)和多糖）釋放會直接導致污泥的脫水性能降低，從而影響污泥的厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸效率。

堿預處理的優(yōu)點是成本低、效率高且操作簡單，并且常與熱和超聲等預處理法聯(lián)合使用，以發(fā)揮更高的效率。在使用堿預處理時，要注意控制堿的用量，強堿環(huán)境不僅會導致發(fā)酵液中氮磷的流失[19]，而且高濃度的Na+或K+還會對厭氧消化起到抑制作用。

1.1.2 熱處理

從預處理的過程來看，熱預處理的作用同樣是促進有機物絮凝體和細胞壁的分解過程。與堿預處理有所不同，熱處理除了在物理形態(tài)上表現(xiàn)為污泥顆粒的粒徑減小，還提高了蛋白質(zhì)和糖類的溶解率。Li 等[20]以廚余垃圾進行厭氧發(fā)酵的研究表明，在預處理時間較長且持續(xù)高溫（140℃）的條件下，熱預處理會破壞大分子和難溶性有機物使其粒徑減小，表現(xiàn)為廚余垃圾中粗蛋白的降解率增加了28%，而在55℃、70℃、90℃、120℃和160℃條件下，粗蛋白的降解率卻降低了17%～33%。這是由于不同的熱預處理條件下，廚余垃圾中氨基酸組成和含量之間會有所差異，此外蛋白酶在分解蛋白質(zhì)時還會受到水解出的糖類的抑制作用，油脂和脂肪的濃度也會減緩微生物的降解效率。Jin 等[21]采用廚余垃圾發(fā)酵時，在低溫55℃、70℃、90℃，處理時間50min時，隨著溫度升高，VFA的產(chǎn)量增率從2.5%增加到了9.5%；在高溫160℃、處理時間120min 的條件下，相比于原廚余垃圾中的VFA 含量，增加了140%。Magdalena 等[22]以富含蛋白質(zhì)、糖類和脂質(zhì)的小球藻為底物，結合污水廠剩余污泥進行厭氧發(fā)酵研究，結果表明：在80～100℃預處理條件下，厭氧發(fā)酵產(chǎn)生的VFA 更易被消耗；而在120℃預處理條件下，由于厭氧發(fā)酵系統(tǒng)中產(chǎn)甲烷菌酶活性更低，降低了甲烷的轉(zhuǎn)化率而具有更佳的VFA產(chǎn)量。

從發(fā)酵過程來看，發(fā)酵系統(tǒng)的整體溫度也影響VFA 的產(chǎn)量。厭氧發(fā)酵有嗜冷（＜20℃）、嗜溫（25～40℃）和嗜熱（45～60℃）發(fā)酵之分，適當提高發(fā)酵溫度有助于提高VFA的產(chǎn)量[23]。目前大部分發(fā)酵溫度都維持在35℃左右，Yuan 等[24]指出適當升高溫度有利于提高水解速率。對于不同類型的發(fā)酵底物，其最適發(fā)酵產(chǎn)酸的溫度存在差異。Cho等[25]發(fā)現(xiàn)以微藻為底物發(fā)酵時，55℃具有比35℃和45℃更高的產(chǎn)酸量，從熱力學的角度看，溫度升高降低了有機物降解的初始吉布斯能量，從而提高了厭氧消化效率[26]。

1.1.3 超聲波處理

超聲波產(chǎn)生空化現(xiàn)象會形成巨大的剪切力來削減細胞壁的厚度，使其更容易破裂。同時，剪切力的作用也和熱處理法產(chǎn)生的結果類似，會分解有機物絮凝體使其粒徑減小。此外，超聲波也經(jīng)常和熱、堿等預處理方式聯(lián)用。Liu 等[27]研究了污泥EPS經(jīng)過超聲后可溶性蛋白質(zhì)（PN）和可溶性多糖（PS）的溶解性能，隨著能量密度從1.0W/mL 到3.0W/mL，PN 從1004mg/L 增 至1806mg/L，PS 從244mg/L增至430mg/L；在隨后的發(fā)酵過程中，VFA的產(chǎn)量從2814mg/L 增至4255mg/L，相比于空白（能量密度為0）分別增加了43%和116%。Yan等[28]研究發(fā)現(xiàn)：不同能量密度下微生物酶活性不同，因而導致VFA的產(chǎn)量和組成也不相同。在1.0W/mL的能量密度下，磷酸轉(zhuǎn)丁酰酶（PTB）、乙酸激酶（AK）、草酰乙酸轉(zhuǎn)移酶（OAATC）和輔酶A 轉(zhuǎn)移酶（CoA）的活性都達到最高（表1）。產(chǎn)酸效率由PTA（磷酸轉(zhuǎn)乙酰酶）和PTB的含量決定，處于高活性狀態(tài)下的酶直接導致VFA產(chǎn)量的提高。

表1 72h內(nèi)能量密度對產(chǎn)VFA有關酶活性的影響[28]

超聲波處理將消耗大量的能源，導致較高的經(jīng)濟成本。此外，超聲波處理也具有一定的局限性。Pilli 等[29]的一項研究表明，對于高固體污泥（40.0g TS/L），超聲波的能量會逐漸衰減，表現(xiàn)為超聲后的污泥中心溫度高、外圍溫度低，從而影響污泥的溶解性能。因此，污泥濃度應保持在3.7%以下以獲得最佳處理效率。同時，Lu等[30]將超聲波與熱處理結合后，污泥會釋放出難溶性腐殖質(zhì)（HS）和復雜的高分子蛋白，HS 和疏水性有機碳分別占溶解性有機物（DOM）的35.0%和22.3%，此外還殘留著大量的多環(huán)類固醇、烷烴和芳烴。

1.2 慢速水解

慢速水解主要包括逐步式水解、生物酶法、表面活性劑法和共發(fā)酵法。其中，逐步式水解以分離細胞外碳和細胞內(nèi)碳為主，生物酶法、表面活性劑法主要是對細胞外碳進行了再優(yōu)化，共發(fā)酵法則通過增加碳源來提高細胞外碳的含量以提高厭氧發(fā)酵效率。慢速水解比快速水解產(chǎn)生的難降解有機物更少，但所需時間相對更長。

1.2.1 逐步式水解

逐步式水解是一個提高細胞外碳生物降解性的過程，同時其細胞內(nèi)碳的釋放速率保持在一個較低的水平。Tiehm 等[31]按照污泥增溶速率的不同，將有機物的釋放分為絮凝物分解（FD）和細胞裂解（CL）。Cho等[32]使用超聲波破解研究了這兩種分解過程的速率，發(fā)現(xiàn)FD 的水解速率常數(shù)是CL 的5倍。因此，基于有機物在細胞內(nèi)外不同的降解性能，Liu 等[10]采用堿熱聯(lián)合法探索了一種分階段釋放碳源的方式，如圖2所示。逐步水解的4個階段的溫度、pH 和攪拌時間設置均存在差異，在數(shù)值上呈逐步升高的趨勢。將各階段水解后的離心液L1～L4 分別進行發(fā)酵產(chǎn)酸實驗，并與常規(guī)水解的離心液（L0）進行比較。

實驗結果表明：從發(fā)酵液中溶解性化學需氧量（SCOD）的濃度來看，經(jīng)過逐步水解后，L1～L4中的SCOD 總濃度為10215mg/L，比L0 中的SCOD濃度提高了42%。從VFA 的產(chǎn)量來看，一、二階段VFA/SCOD 為0.7，三、四階段VFA/SCOD 僅為0.3；且分別厭氧發(fā)酵獲得了總和為6g/L 的VFA，是普通厭氧發(fā)酵的兩倍。從生物降解性來看，分別厭氧發(fā)酵中一、二階段的BOD/COD為0.75和0.70，大于三、四階段的0.19和0.26；三、四階段離心液中的總脫氧核糖核酸（DNA）濃度達到38.5mg/L，遠高于一、二階段的DNA 濃度，說明一、二階段主要釋放了細胞外碳，三、四階段主要釋放了細胞內(nèi)碳，且細胞外碳比細胞內(nèi)碳的生物降解性能更好。從污泥的脫水性能來看，EPS的濃度與污泥脫水性能呈負相關關系。逐步式水解提高了有機物的生物降解性，即間接提高了EPS 轉(zhuǎn)化為VFA 的效率，從而導致污泥的脫水性能下降。

慢速水解希望獲得盡可能高的生物降解性能，但是堿預處理過程會導致微生物酶活性受到一定程度的抑制。Zhao等[33]對此作了相關改進：對照組的pH始終控制為10，實驗組在發(fā)酵前5天pH控制為11，第6～7天控制為9，和對照組同時進行為期一周的發(fā)酵實驗。結果表明：在發(fā)酵至第3天時，負責乙酸和丙酸轉(zhuǎn)化的AK 和CoA 的酶活性均較低，而發(fā)酵結束后實驗組的AK 和CoA 的相對活性是對照組的122%，并導致VFA 的增加，這是由于后期在較低pH下更有利于微生物酶的生存。Wang等[34]也進行了相關研究，結果與Zhao 類似，在第二階段pH=9時產(chǎn)酸效果最佳；Wang還進一步闡述了微生物種群的變化，發(fā)現(xiàn)pH 降至9 時，產(chǎn)酸微生物的總豐度從34.5%增至56.1%，并提出了一種理論模型：厭氧發(fā)酵早期階段，高pH 環(huán)境可以獲得更多的水解產(chǎn)物，后期低pH 環(huán)境為產(chǎn)酸菌屬（如Acinetobacter sp.、Proteiniborus sp.、VadinBC27 sp.和Proteiniclasticum sp.）提供了更適宜的條件，從而提高了VFA的累積量。

圖2 逐步水解策略方案［10］

1.2.2 生物酶法

在厭氧發(fā)酵系統(tǒng)中添加酶可以降解一些富含木質(zhì)纖維素等復雜有機物，并且纖維素酶、α-淀粉酶和蛋白質(zhì)酶對細胞的裂解影響較低，有利于生物降解性高的碳源生成。Agabo-Garcia 等[35]對具有復雜纖維素結構的農(nóng)業(yè)生物質(zhì)使用了商業(yè)酶預處理，使得發(fā)酵液中SCOD 含量增加了3 倍。Kim等[36]針對不同的酶采用了不同的比例，結果表明，糖酶、蛋白酶和脂肪酶按1∶2∶1 混合時產(chǎn)酸效率提高了300%以上。然而商業(yè)酶的成本較高，要廣泛應用可能存在一些困難，Mlaik 等[37]在研究中使用了Aspergillus niger 真菌以產(chǎn)生降解木質(zhì)纖維素的水解酶，并與麥麩和廚余垃圾分別混合發(fā)酵，使得發(fā)酵液中SCOD 含量分別增加了37.1%和34.6%。這種利用真菌產(chǎn)生水解酶方法能夠降低成本，此外，除了利用單一菌種，還可聯(lián)合多菌屬產(chǎn)混合酶，Zhao 等[38]利用木霉菌和曲霉菌產(chǎn)生的混合酶探究了其對稻草厭氧消化的性能，結果表明單一木霉菌或單一曲霉菌預處理的產(chǎn)甲烷量無顯著差異，均比混合酶預處理低31.74%，初始VFA 含量也比混合酶預處理低98.60%和112.63%。Bahreini 等[39]使用了一種工業(yè)纖維素酶，VFA 的產(chǎn)量增加了86%，纖維素的去除效率達到70%。Chen 等[40]進一步評估了具有不同纖維素成分的消化性能，結果表明，半纖維素易于水解，而纖維素和木質(zhì)素則不易水解，木質(zhì)纖維素成分的添加會影響微生物的相對豐度，導致特定微生物 菌 落 擬 桿 菌 （Bacteroidetas） 和 厚 壁 菌（Firmicutes）的形成。Yu 等[41]對內(nèi)源酶粒度分析的研究發(fā)現(xiàn)，酶對于絮凝物的破壞力較低，溶解能力也有限，這可能也是酶對細胞裂解作用較弱的原因。此外，更高的酶劑量不一定會導致更好的消化性能，因為酶難以通過底物的纖維擴散，分子間距離減小會造成擁擠，引起酶活性之間的互相干擾[42]。總之，酶促水解比較溫和，不易引起IM 的釋放，但成本稍高，有些菌類雖能產(chǎn)生一部分水解酶，但純度還有待提高。

1.2.3 表面活性劑

在厭氧發(fā)酵系統(tǒng)中添加表面活性劑，可以促使LB-EPS和TB-EPS溶解[43]，提高水解速率。表面活性劑還具有提高污泥脫水性能、釋放污泥絮凝物中的酶、抑制重金屬的形成等優(yōu)點[44]。

Pan 等[45]在厭氧發(fā)酵過程中使用十二烷基苯磺酸鈉（SDBS）考察了共發(fā)酵系統(tǒng)產(chǎn)酸性能。結果表明，相比于對照組，添加SDBS 的實驗組的蛋白質(zhì)和糖類各增加了104%和26%，最終實驗組VFA產(chǎn)量為3223mg/L，遠高于對照組的1104mg/L。SDBS 作為化學表面活性劑，雖然能提高VFA 產(chǎn)量，但需要的時間更長，而且大部分化學表面活性劑降解性差，還可能對環(huán)境造成負面影響。Zhou等[46]研究了一種環(huán)境友好型的生物表面活性劑鼠李糖脂（RL）對污泥厭氧發(fā)酵過程中VFA 產(chǎn)量的影響，結果表明，RL 可抑制產(chǎn)甲烷菌活性同時提高VFA 產(chǎn)量。在RL 的作用下，發(fā)酵系統(tǒng)中蛋白酶和α-葡萄糖苷酶的活性分別比空白樣品提高了196.9%和98.3%，從而直接提高了蛋白質(zhì)和糖類的水解速率，加速了VFA的生成。Huang等[47]比較了3 種生物表面活性劑RL、表面活性素和皂苷對產(chǎn)VFA 的影響，發(fā)現(xiàn)厭氧發(fā)酵結束后VFA 均有不同程度的增長，但在趨勢上有所不同：對于RL 和表面活性劑而言，當用量在0.02～0.05g/g DS 時，VFA 的產(chǎn)量隨著用量的增加而增加，當用量大于0.1g/g DS 時，產(chǎn)量無明顯增加，最高均接近3500mg/L；對于皂苷而言，當用量在0.02～0.10g/g DS時，VFA的產(chǎn)量顯著提升，最高達到3100mg COD/L。表面活性劑能夠高效參與降解有機物，提高生物降解性能。

1.2.4 共發(fā)酵

逐步式水解、生物酶法和表面活性劑法處理雖然能增加厭氧發(fā)酵的VFA 產(chǎn)量，但是發(fā)酵底物中可利用的碳源是有限的。共發(fā)酵作為一種補充厭氧發(fā)酵碳源的有效方法越來越引起重視，它通常采用兩種或兩種以上的底物同時發(fā)酵。共發(fā)酵法能夠直接供給更多的碳源，同時具有稀釋系統(tǒng)中有毒化合物濃度、均衡碳氮比例、減少反應系統(tǒng)體積和提高系統(tǒng)緩沖能力等優(yōu)點。

共發(fā)酵系統(tǒng)可選擇的基質(zhì)范圍廣泛，如污泥、廚余垃圾、農(nóng)業(yè)垃圾等均可以混合作為共發(fā)酵基質(zhì)。Wu 等[48]通過調(diào)節(jié)廚余垃圾和污泥的比例，發(fā)現(xiàn)共發(fā)酵系統(tǒng)可形成高緩沖能力，形成有利于厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸的環(huán)境，產(chǎn)生了867.42mg COD/g VS 的VFA，比采用單一廚余垃圾發(fā)酵和單一污泥發(fā)酵產(chǎn)VFA 分別提高了175%和415%。豆腐渣（TR）的物理結構為塊狀，質(zhì)地與濕鋸末類似，能夠給予微生物良好的附著能力，Huang 等[49]將豆腐渣與污泥混合后進行了厭氧發(fā)酵，結果表明，TR 與污泥比例由0 增至0.64 時，VFA 的產(chǎn)量提高了916%。TR一方面參與了蛋白質(zhì)和糖類的增溶過程，另一方面降低了系統(tǒng)中磷的濃度。農(nóng)業(yè)垃圾中含有較多的纖維素，通常高溫下也難以降解[50]。Guo 等[51]在高碳氮比（20∶1）的條件下，污泥與秸稈共發(fā)酵產(chǎn)生的VFA 是對照組的3 倍。Huang 等[52]發(fā)現(xiàn)指甲花作為農(nóng)村常見的本草花卉，含有豐富的指甲花醌，與污泥共發(fā)酵時不僅可作為底物平衡碳氮比，還能釋放出一種有助于電子穿梭和轉(zhuǎn)化的介質(zhì)，促進厭氧發(fā)酵過程VFA的生成。

2 結語

在厭氧發(fā)酵過程中，由于一些不溶性的大分子有機物不能透過細胞膜直接為微生物所利用，因而限制了厭氧發(fā)酵效率。本文對傳統(tǒng)的厭氧三階段理論中的水解階段進行了新解讀，基于有機物碳源釋放快慢及厭氧發(fā)酵過程中碳源降解性能不同，將厭氧水解分為快速水解和慢速水解。

快速水解通常發(fā)生在預處理階段，通過強化細胞破壁而具有在短時間內(nèi)獲得大量可溶性有機物的優(yōu)點，同時能夠縮短整個厭氧發(fā)酵時間。然而，由于快速水解的條件通常比較激烈，可能會導致一些難降解有機物的釋放和生成，進而影響厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸效率。為了提高厭氧發(fā)酵過程的生物降解性能，慢速水解從階段性和針對性的角度出發(fā)，如逐步式水解中的“固液分離發(fā)酵”是在不同階段和不同預處理條件下進行的，而“pH 回調(diào)”則是在厭氧發(fā)酵階段完成的；生物酶與表面活性劑主要針對有機物的生物降解性能的提高；共發(fā)酵通過補充細胞外碳源和平衡發(fā)酵條件，達到整個厭氧發(fā)酵過程生物降解性能的提升。

快速水解和慢速水解的最終目的都是為了提高厭氧發(fā)酵效率，二者各有優(yōu)缺點。對于快速水解而言，需要深入研究各種水解條件，以控制難降解有機物的生成；對于慢速水解，需要針對各種處理方式進一步研究如何提高厭氧發(fā)酵過程的生物降解性能。此外，可以將快速水解和慢速水解這兩種方式結合起來使用，如在預處理階段采用性質(zhì)相對緩和的表面活性劑或與其他預處理方式聯(lián)用，在發(fā)酵產(chǎn)酸階段采用“pH 回調(diào)”來保持微生物酶的活性，以達到更高的VFA 產(chǎn)量。這種分階段、聯(lián)合處理方式具備一定的新穎性，但由于以往研究對水解產(chǎn)物“質(zhì)”與“量”的平衡關注較少，采用此法進行厭氧發(fā)酵的不多，有相關研究提出將厭氧發(fā)酵分為早期、后期兩個處理階段，早期用強水解產(chǎn)生更多的有機物，后期調(diào)節(jié)系統(tǒng)環(huán)境恢復微生物活性，這一理論和慢速水解具有一定的相似性，但早期、后期理論的時間分界點不明確，其適用性也僅針對單一pH 的變化。因此，要應用快速水解和慢速水解這一理論，其重難點在于如何獲取與利用成分明確的碳源，即微生物利用的碳源到底是細胞外碳還是細胞內(nèi)碳，如本文逐步式水解提到的分離法是一種可行的方法。因此，今后的研究可關注細胞內(nèi)外碳的分離與利用，來實踐這種分階段、聯(lián)合處理方式。