促進剩余污泥水解新原理：Fe(Ⅱ)氧化與Fe(Ⅲ)還原

孟雨桐，趙智強，高金索，張耀斌

(大連理工大學 環境學院，遼寧 大連，116024)

城市污水處理規模擴增帶來剩余污泥的急劇增加[1]。剩余污泥中富集了大量有機物、病原體、重金屬等，若不妥善處理會危害環境安全。厭氧消化是實現污泥穩定化和安全化處理的有效手段之一，能在實現剩余污泥減量化的同時回收甲烷。然而，由于污泥細胞壁的存在，細胞內有機物難以被釋放到液相，這限制了污泥厭氧消化的水解效率[2]。

異化鐵還原是一種強化污泥厭氧消化的有效手段。異化鐵還原菌以Fe(Ⅲ)礦物為電子受體能夠協助芳香族、部分糖類和長鏈脂肪酸等復雜有機物的降解[3]。投加鐵氧化物可以富集鐵還原菌，同時依靠Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)的氧化與還原使微生物種間電子傳遞效率得到有效提升。近年來，大量學者通過投加鐵氧化物到污泥厭氧消化反應器中取得了較好的運行效果，顯著提升了甲烷產量[4-6]。但值得注意的是，在實際工程中，連續投加Fe(Ⅲ)不經濟，且較高含量的鐵可能在污泥處置中帶來潛在風險[7]，在污水處理工藝末端，含鐵絮凝劑的投加會使剩余污泥包含大量的鐵，若能將這部分鐵有效利用或循環利用將是一種經濟有效的方案。

5H+ΔG°′=-147.6 kJ/mol e-

(1)

3H+ΔG°′=-128.5 kJ/mol e-

(2)

10H+ΔG°′=-88.0 kJ/mol e-

(3)

筆者提出一種投加亞硝酸鹽改善污泥消化的新原理，即引發Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)的氧化和還原，從而促進復雜有機物的降解。弱堿性條件(pH=7.5)下，向剩余污泥厭氧消化反應器中投加亞硝酸鹽，以實現Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)的氧化還原及提升污泥降解率，并對其機理和微生物群落變化情況進行分析。

1 材料和方法

1.1 引種污泥和剩余污泥

引種污泥取自大連夏家河污泥處理廠，其揮發性懸浮固體(VSS)約為35 g/L，總懸浮固體(TSS)約為70 g/L。剩余污泥取自中國大連春柳城市污水處理廠的脫水剩余污泥，實驗前加入高純水稀釋至含固率約為9%，其參數指標：TSS為(56.7±3.8)g/L，VSS為(28.4±0.3)g/L，總化學需氧量(TCOD)為(41 010.2±830.5)mg/L，總氮(TN)為(1 132.7±49.6)mg/L，溶解性化學需氧量(SCOD)為(308.5±36.8)mg/L，Fe(Ⅱ)為(1 282.8±128.0)mg/L，Fe(Ⅲ)為(1 029.4±39.5)mg/L。

1.2 實驗設置

階段Ⅱ，將酸化后的剩余污泥和接種污泥以9∶1的比例混合使其總體積為120 mL，并置于150 mL厭氧瓶中密封培養，同樣通入N230 min，以去除頂部空氣，在每個反應器頂部連接氣體采集袋，每4 d替換一次氣袋并測定每個反應器中的甲烷和二氧化碳的產生量。

1.3 分析指標和方法

2)電子顯微鏡分析。將反應前后的污泥樣品經冷凍干燥后固定在銅片上，再經過噴金鍍膜以增強導電性，通過掃描電鏡(SEM)觀察剩余污泥樣品細胞形態的變化。

3)三維熒光光譜分析。為分析污泥釋放的有機物種類和對污泥生物降解性的影響，采用日本日立FL4500熒光分光光度計對稀釋后的污泥懸浮液進行分析。三維激發發射光譜2 400 nm/min的掃描速度以5 nm為增量，掃描范圍為激發波長(Ex)250～500 nm，發射波長(Em)200～400 nm。所獲得的矩陣光譜數據采用Origin2018進行數據分析。參照Chen等[17]的方法劃分熒光區域，計算其體積積分占比Pi,n，%。

4)微生物群落分析。在每階段實驗結束后，在R1和R2反應器中分別取10 mL樣品，委托上海生工生物工程有限公司采用高通量16S rRNA測序技術進行微生物群落結構分析。污泥樣品經0.1 mol/L PBS溶液清洗和離心預處理后，使用E.Z.N.ATMMag-Bind Soil DNA Kit(OMEGA)和Qubit3.0 DNA檢測試劑盒對污泥樣品中的DNA進行提取和定量。采用(341F/805R)引物對細菌的16S rRNA基因進行PCR擴增，采用(340F/1000R)引物和(349F/806R)引物對古菌進行兩輪擴增。之后采用Illumina TruSeq DNA庫的方案構建匯集和純化之后的PCR產物。采用上海生工科技的測序儀(Illumia，Illumina Hiseq 2000，美國)進行高通量測序。

最終利用RDP、Silva和NCBI數據庫對得到的操作分類單元(OTUs)進行分類(www.ncbi. nlm.nih.gov, http://rdp.cme.msu.edu)。所得微生物測序分析結果經過去除接頭序列、合并低含量序列等步驟得到最終有效序列，根據OTU在不同樣本中的豐度分布，評估每個樣本的微生物多樣性水平。

2 結果與討論

2.1 投加亞硝酸鹽對Fe和污泥水解的影響

圖1 0～6 d兩組反應器Fe(Ⅱ)和含量的變化Fig.1 Change of Fe(Ⅱ) and concentration during

各反應器中二價鐵溶出量的升高可以證實其中異化鐵還原反應的發生。如圖1(b)所示，未添加亞硝酸鹽的R1組中Fe(Ⅱ)含量僅在第一天升高，隨后基本保持在(1 715.22±31.67)mg/L，而R2中只有當亞硝酸鹽消耗完全后，Fe(Ⅱ)的含量才開始升高，在兩次投加亞硝酸鹽后，3天內逐漸恢復至1 713.26、1 388.20 mg/L。可見，投加亞硝酸鹽能在不外加鐵源的條件下為污泥厭氧消化系統提供更多的活性Fe(Ⅲ)，這些Fe(Ⅲ)可被鐵還原菌利用作為電子受體參與異化鐵還原過程。

2.1.2 剩余污泥破壁和有機物增溶 由于胞外聚合物、細胞膜和細胞壁的存在，剩余污泥中的有機物不易被釋放，通常以固相形式存在于細胞內，因此，常認為有機物的溶解是污泥發酵過程的第一步。而在污泥中投加亞硝酸鹽可破壞剩余污泥緊密的團聚結構、使細胞破壁，促進細胞內有機物的釋放、增溶和水解(圖2(a))，在投加亞硝酸鹽后剩余污泥團聚體由緊密變為破碎，表面出現孔洞結構，同時，細胞表面出現破裂和溶解。

圖2 第6天兩反應器內污泥樣品的物理化學表征分析Fig.2 The physiochemical characterization of sludge

兩組反應器中剩余污泥在6 d的產酸階段中溶解性有機物含量的變化如圖3所示，由于此階段并沒有投加引種污泥，因此，溶解性有機物含量的增加均來自剩余污泥本身。如圖3所示，經過6 d的發酵，R2中添加亞硝酸鹽有利于污泥的SCOD、溶解性蛋白和溶解性多糖的溶解。第5天R2的SCOD濃度達到峰值4 158.33 mg/L，比空白反應器提高近4倍，可見，亞硝酸鹽可以增強污泥中有機物溶解的能力，與Lu等[8,18]的結果一致。同時，亞硝酸鹽的投加能夠提高污泥破壁水解的速率，如第一天R2組SCOD達到1 968.92 mg/L，凈增加量是R1的1.82倍。

圖3 0～6 d兩組反應器內有機物含量的變化Fig.3 Change in the organic matter concentration during the

蛋白和多糖是污泥EPS和細胞壁的主要組成成分，也是使有機物難以被釋放的關鍵原因[19]。如圖3(d)，經過6 d的發酵階段后，所有反應器中總蛋白和總多糖的含量均有不同程度的減少，R1和R2中總蛋白的濃度(COD)由612.7 mg/L分別減少至503.8、456.3 mg/L。同時，相對于R1，R2中溶解性蛋白和溶解性多糖的溶出量顯著提高，分別達到85.79、366.51 mg/L，在總蛋白和總多糖中的比重提高了16.83%和11.75%。

圖4 0～6 d兩組反應器內含量的變化Fig.4 Change of concentration during the initial

采用三維熒光光譜法對反應器R1與R2內污泥發酵液中的溶解性有機物進行分析。依據Chen等[17]的研究，根據可溶性有機物的激發波長(Ex)-發射波長(Em)可以將三維光譜分為5個區域：區域Ⅰ(Ex<250 nm/Em<330 nm)對應酪氨酸類物質；區域Ⅱ(Ex:200～250 nm/Em:330～380 nm)對應色氨酸類物質；區域Ⅲ(Ex:200～250 nm/Em:380～500 nm)對應富里酸類物質；區域Ⅳ(Ex:250～400 nm/Em:200～380 nm)代表微生物副產物物質和蛋白質類物質，區域Ⅴ(Ex:250～400 nm/Em:380～500 nm)代表腐殖質物質。亞硝酸鹽投加后，R2中部分區域的熒光強度顯著增強，包括Ⅰ區色氨酸、Ⅱ區酪氨酸和Ⅳ區微生物代謝產物，代表亞硝酸鹽加入后促進了這幾種物質在污泥樣品中的溶出。一般認為Ⅱ區和Ⅴ區是微生物可利用區[21]，如圖2(b)，R2組在Ⅱ區和Ⅳ區的熒光區域體積積分占比PII，n和PIV，n總和為39.24%，大于R1中的27.70%，說明R2組的可生物降解性得到提高。另外，R2中V區腐殖酸的PV，n也得到提高，腐殖酸類物質由于其富含醌基，可以作為電子穿梭體加強在Fe(Ⅲ)還原和有機物氧化過程中的電子傳遞。

圖5表示不同組中VFAs的成分構成和濃度，添加亞硝酸后，R2中VFAs被明顯積累且顯著高于空白組。如圖5(b)，在第6天R2組的VFA濃度達到1 127.19 mg COD/L，是R1組的3.7倍，這表明R2組污泥酸化率得到提高。在第5～6天，即使亞硝酸鹽幾乎被完全消耗，R2體系內VFAs仍在不斷積累，這可能是其他復雜有機物向簡單有機物的轉化過程仍在被促進，表明除亞硝酸鹽外，Fe(Ⅲ)還原過程能持續促進復雜有機物的水解和酸化。

圖5 0～6 d兩反應器內VFAs濃度與成分組成Fig.5 The concentration and ratio of VFAs in each reactor

表1 兩反應器內細菌群落Table 1 Bacterial genus communities in each reactor

表2 兩反應器內反硝化菌和鐵還原菌相對豐度Table 2 Relative abundances of denitrifiers and IRB

在R2中檢測到多種可進行異化鐵還原的細菌，包括假單胞菌屬(Pseudomonas)、梭菌屬(Clostridium)、大腸桿菌(Escherichia_Shigella)、芽孢桿菌(Bacillus)、擬桿菌(Bacteroides)等，其相對豐度的總和約為空白組的2倍，其中兼性厭氧菌假單胞菌屬(Pseudomonas)[27]相對豐度達到3.29%，約為R1組的15.7倍，它可以參與異養反硝化，同時還原Fe(Ⅲ)，也可參與芳香烴及其他有機物的降解并代謝產生乙酸、丁酸、氨氮、二氧化碳等。泰氏菌(Tissierella)和Alkaliphilus也能參與芳香烴的降解，其豐度相對于R1分別提高了0.01%和0.07%。總的來說，R2組中投加亞硝酸鹽帶來較高的Fe(Ⅲ)濃度，使反硝化菌和鐵還原菌豐度提升23.52%和3.9%，同時，發酵和水解功能使微生物得到富集。

2.2 投加亞硝酸鹽對污泥厭氧消化的影響

2.2.1 對污泥減量和脫氮的影響 兩個組在厭氧消化階段II結束后污泥減量化的結果如圖6(a)所示。依據Switzenbaum等[28]提出的質量平衡公式計算發現，在第1階段R2的VSS去除率僅為1.48%，但在厭氧消化后，R2組的TCOD、TSS、VSS的減量率分別達到40.92%、25.88%、36.66%,比R1分別提高了6.06%、12.36%和15.69%。階段II結束時兩組反應器的甲烷累積產量如圖6(b)所示，投加亞硝酸鹽的R2組甲烷累積產量約為R1組的1.86倍。在前10天，R2組甲烷生產被顯著抑制，而在第20天左右開始顯著提高。空白組前6天就完成了2/3的甲烷生產，即使在階段II投加了新的引種污泥，其甲烷累積過程并未被顯著促進，這是由于微生物細胞壁限制了固相污泥中有機物的釋放，使其難以被水解酸化菌和產甲烷菌利用。綜合甲烷產生量與TCOD、TSS和VSS的減量數據可以得出，投加亞硝酸鹽后，污泥水解過程得到有效促進，為產甲烷菌提供了更多可溶性小分子底物，從而在整體過程中使污泥減量化率提高20.97%。

圖6 TCOD、TSS、VSS的減量化與甲烷累積產量Fig.6 The TCOD、TSS、VSS degradations and cumulative methane production during two

表3 兩反應器中總氮變化Table 3 Change of TN concentration in each reactor

2.2.2 投加亞硝酸鹽的經濟性分析 理論上1 mol亞硝酸鹽可提供3 mol Fe(Ⅲ)氧化所需電子。以投加亞硝酸鈉為例，如需代替投加1 g/L的氫氧化鐵，亞硝酸鈉投加質量濃度為0.207 g/L即可。經調研，工業級亞硝酸鈉約3.5～5.6 元/kg，工業級氫氧化鐵約10～15元/kg。因此，投加亞硝酸鹽試劑的成本僅為三價鐵鹽的4.8%～11.6%。另外，許多學者考慮在工程應用中使用含有亞硝酸鹽的廢水反硝化液與剩余污泥共同處理，可節約亞硝酸鹽的藥劑成本，不會造成總氮污染，同時，避免了高鐵含量污泥的產生。

2.3 亞硝酸鹽促進剩余污泥水解的新原理

(4)

(5)

3 結論

向剩余污泥中投加亞硝酸鹽，可顯著促進剩余污泥細胞破壁，大幅提升水解酸化效率，對比空白組，甲烷累計產量提升86%，VSS去除量提高21%。投加亞硝酸鹽除引起生物反硝化外，可化學氧化污泥中97.3%Fe(Ⅱ)，引發Fe(Ⅲ)還原過程，進而富集鐵還原菌，對污泥水解和后續厭氧消化起到重要促進作用。未來的研究中，可對亞硝酸鹽反硝化及Fe(Ⅲ)還原對污泥厭氧消化的貢獻進行量化分析。