促进剩余污泥水解新原理：Fe(Ⅱ)氧化与Fe(Ⅲ)还原

孟雨桐，赵智强，高金索，张耀斌

(大连理工大学 环境学院，辽宁 大连，116024)

城市污水处理规模扩增带来剩余污泥的急剧增加[1]。剩余污泥中富集了大量有机物、病原体、重金属等，若不妥善处理会危害环境安全。厌氧消化是实现污泥稳定化和安全化处理的有效手段之一，能在实现剩余污泥减量化的同时回收甲烷。然而，由于污泥细胞壁的存在，细胞内有机物难以被释放到液相，这限制了污泥厌氧消化的水解效率[2]。

异化铁还原是一种强化污泥厌氧消化的有效手段。异化铁还原菌以Fe(Ⅲ)矿物为电子受体能够协助芳香族、部分糖类和长链脂肪酸等复杂有机物的降解[3]。投加铁氧化物可以富集铁还原菌，同时依靠Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)的氧化与还原使微生物种间电子传递效率得到有效提升。近年来，大量学者通过投加铁氧化物到污泥厌氧消化反应器中取得了较好的运行效果，显著提升了甲烷产量[4-6]。但值得注意的是，在实际工程中，连续投加Fe(Ⅲ)不经济，且较高含量的铁可能在污泥处置中带来潜在风险[7]，在污水处理工艺末端，含铁絮凝剂的投加会使剩余污泥包含大量的铁，若能将这部分铁有效利用或循环利用将是一种经济有效的方案。

5H+ΔG°′=-147.6 kJ/mol e-

(1)

3H+ΔG°′=-128.5 kJ/mol e-

(2)

10H+ΔG°′=-88.0 kJ/mol e-

(3)

笔者提出一种投加亚硝酸盐改善污泥消化的新原理，即引发Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)的氧化和还原，从而促进复杂有机物的降解。弱碱性条件(pH=7.5)下，向剩余污泥厌氧消化反应器中投加亚硝酸盐，以实现Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)的氧化还原及提升污泥降解率，并对其机理和微生物群落变化情况进行分析。

1 材料和方法

1.1 引种污泥和剩余污泥

引种污泥取自大连夏家河污泥处理厂，其挥发性悬浮固体(VSS)约为35 g/L，总悬浮固体(TSS)约为70 g/L。剩余污泥取自中国大连春柳城市污水处理厂的脱水剩余污泥，实验前加入高纯水稀释至含固率约为9%，其参数指标：TSS为(56.7±3.8)g/L，VSS为(28.4±0.3)g/L，总化学需氧量(TCOD)为(41 010.2±830.5)mg/L，总氮(TN)为(1 132.7±49.6)mg/L，溶解性化学需氧量(SCOD)为(308.5±36.8)mg/L，Fe(Ⅱ)为(1 282.8±128.0)mg/L，Fe(Ⅲ)为(1 029.4±39.5)mg/L。

1.2 实验设置

阶段Ⅱ，将酸化后的剩余污泥和接种污泥以9∶1的比例混合使其总体积为120 mL，并置于150 mL厌氧瓶中密封培养，同样通入N230 min，以去除顶部空气，在每个反应器顶部连接气体采集袋，每4 d替换一次气袋并测定每个反应器中的甲烷和二氧化碳的产生量。

1.3 分析指标和方法

2)电子显微镜分析。将反应前后的污泥样品经冷冻干燥后固定在铜片上，再经过喷金镀膜以增强导电性，通过扫描电镜(SEM)观察剩余污泥样品细胞形态的变化。

3)三维荧光光谱分析。为分析污泥释放的有机物种类和对污泥生物降解性的影响，采用日本日立FL4500荧光分光光度计对稀释后的污泥悬浮液进行分析。三维激发发射光谱2 400 nm/min的扫描速度以5 nm为增量，扫描范围为激发波长(Ex)250～500 nm，发射波长(Em)200～400 nm。所获得的矩阵光谱数据采用Origin2018进行数据分析。参照Chen等[17]的方法划分荧光区域，计算其体积积分占比Pi,n，%。

4)微生物群落分析。在每阶段实验结束后，在R1和R2反应器中分别取10 mL样品，委托上海生工生物工程有限公司采用高通量16S rRNA测序技术进行微生物群落结构分析。污泥样品经0.1 mol/L PBS溶液清洗和离心预处理后，使用E.Z.N.ATMMag-Bind Soil DNA Kit(OMEGA)和Qubit3.0 DNA检测试剂盒对污泥样品中的DNA进行提取和定量。采用(341F/805R)引物对细菌的16S rRNA基因进行PCR扩增，采用(340F/1000R)引物和(349F/806R)引物对古菌进行两轮扩增。之后采用Illumina TruSeq DNA库的方案构建汇集和纯化之后的PCR产物。采用上海生工科技的测序仪(Illumia，Illumina Hiseq 2000，美国)进行高通量测序。

最终利用RDP、Silva和NCBI数据库对得到的操作分类单元(OTUs)进行分类(www.ncbi. nlm.nih.gov, http://rdp.cme.msu.edu)。所得微生物测序分析结果经过去除接头序列、合并低含量序列等步骤得到最终有效序列，根据OTU在不同样本中的丰度分布，评估每个样本的微生物多样性水平。

2 结果与讨论

2.1 投加亚硝酸盐对Fe和污泥水解的影响

图1 0～6 d两组反应器Fe(Ⅱ)和含量的变化Fig.1 Change of Fe(Ⅱ) and concentration during

各反应器中二价铁溶出量的升高可以证实其中异化铁还原反应的发生。如图1(b)所示，未添加亚硝酸盐的R1组中Fe(Ⅱ)含量仅在第一天升高，随后基本保持在(1 715.22±31.67)mg/L，而R2中只有当亚硝酸盐消耗完全后，Fe(Ⅱ)的含量才开始升高，在两次投加亚硝酸盐后，3天内逐渐恢复至1 713.26、1 388.20 mg/L。可见，投加亚硝酸盐能在不外加铁源的条件下为污泥厌氧消化系统提供更多的活性Fe(Ⅲ)，这些Fe(Ⅲ)可被铁还原菌利用作为电子受体参与异化铁还原过程。

2.1.2 剩余污泥破壁和有机物增溶 由于胞外聚合物、细胞膜和细胞壁的存在，剩余污泥中的有机物不易被释放，通常以固相形式存在于细胞内，因此，常认为有机物的溶解是污泥发酵过程的第一步。而在污泥中投加亚硝酸盐可破坏剩余污泥紧密的团聚结构、使细胞破壁，促进细胞内有机物的释放、增溶和水解(图2(a))，在投加亚硝酸盐后剩余污泥团聚体由紧密变为破碎，表面出现孔洞结构，同时，细胞表面出现破裂和溶解。

图2 第6天两反应器内污泥样品的物理化学表征分析Fig.2 The physiochemical characterization of sludge

两组反应器中剩余污泥在6 d的产酸阶段中溶解性有机物含量的变化如图3所示，由于此阶段并没有投加引种污泥，因此，溶解性有机物含量的增加均来自剩余污泥本身。如图3所示，经过6 d的发酵，R2中添加亚硝酸盐有利于污泥的SCOD、溶解性蛋白和溶解性多糖的溶解。第5天R2的SCOD浓度达到峰值4 158.33 mg/L，比空白反应器提高近4倍，可见，亚硝酸盐可以增强污泥中有机物溶解的能力，与Lu等[8,18]的结果一致。同时，亚硝酸盐的投加能够提高污泥破壁水解的速率，如第一天R2组SCOD达到1 968.92 mg/L，净增加量是R1的1.82倍。

图3 0～6 d两组反应器内有机物含量的变化Fig.3 Change in the organic matter concentration during the

蛋白和多糖是污泥EPS和细胞壁的主要组成成分，也是使有机物难以被释放的关键原因[19]。如图3(d)，经过6 d的发酵阶段后，所有反应器中总蛋白和总多糖的含量均有不同程度的减少，R1和R2中总蛋白的浓度(COD)由612.7 mg/L分别减少至503.8、456.3 mg/L。同时，相对于R1，R2中溶解性蛋白和溶解性多糖的溶出量显著提高，分别达到85.79、366.51 mg/L，在总蛋白和总多糖中的比重提高了16.83%和11.75%。

图4 0～6 d两组反应器内含量的变化Fig.4 Change of concentration during the initial

采用三维荧光光谱法对反应器R1与R2内污泥发酵液中的溶解性有机物进行分析。依据Chen等[17]的研究，根据可溶性有机物的激发波长(Ex)-发射波长(Em)可以将三维光谱分为5个区域：区域Ⅰ(Ex<250 nm/Em<330 nm)对应酪氨酸类物质；区域Ⅱ(Ex:200～250 nm/Em:330～380 nm)对应色氨酸类物质；区域Ⅲ(Ex:200～250 nm/Em:380～500 nm)对应富里酸类物质；区域Ⅳ(Ex:250～400 nm/Em:200～380 nm)代表微生物副产物物质和蛋白质类物质，区域Ⅴ(Ex:250～400 nm/Em:380～500 nm)代表腐殖质物质。亚硝酸盐投加后，R2中部分区域的荧光强度显著增强，包括Ⅰ区色氨酸、Ⅱ区酪氨酸和Ⅳ区微生物代谢产物，代表亚硝酸盐加入后促进了这几种物质在污泥样品中的溶出。一般认为Ⅱ区和Ⅴ区是微生物可利用区[21]，如图2(b)，R2组在Ⅱ区和Ⅳ区的荧光区域体积积分占比PII，n和PIV，n总和为39.24%，大于R1中的27.70%，说明R2组的可生物降解性得到提高。另外，R2中V区腐殖酸的PV，n也得到提高，腐殖酸类物质由于其富含醌基，可以作为电子穿梭体加强在Fe(Ⅲ)还原和有机物氧化过程中的电子传递。

图5表示不同组中VFAs的成分构成和浓度，添加亚硝酸后，R2中VFAs被明显积累且显著高于空白组。如图5(b)，在第6天R2组的VFA浓度达到1 127.19 mg COD/L，是R1组的3.7倍，这表明R2组污泥酸化率得到提高。在第5～6天，即使亚硝酸盐几乎被完全消耗，R2体系内VFAs仍在不断积累，这可能是其他复杂有机物向简单有机物的转化过程仍在被促进，表明除亚硝酸盐外，Fe(Ⅲ)还原过程能持续促进复杂有机物的水解和酸化。

图5 0～6 d两反应器内VFAs浓度与成分组成Fig.5 The concentration and ratio of VFAs in each reactor

表1 两反应器内细菌群落Table 1 Bacterial genus communities in each reactor

表2 两反应器内反硝化菌和铁还原菌相对丰度Table 2 Relative abundances of denitrifiers and IRB

在R2中检测到多种可进行异化铁还原的细菌，包括假单胞菌属(Pseudomonas)、梭菌属(Clostridium)、大肠杆菌(Escherichia_Shigella)、芽孢杆菌(Bacillus)、拟杆菌(Bacteroides)等，其相对丰度的总和约为空白组的2倍，其中兼性厌氧菌假单胞菌属(Pseudomonas)[27]相对丰度达到3.29%，约为R1组的15.7倍，它可以参与异养反硝化，同时还原Fe(Ⅲ)，也可参与芳香烃及其他有机物的降解并代谢产生乙酸、丁酸、氨氮、二氧化碳等。泰氏菌(Tissierella)和Alkaliphilus也能参与芳香烃的降解，其丰度相对于R1分别提高了0.01%和0.07%。总的来说，R2组中投加亚硝酸盐带来较高的Fe(Ⅲ)浓度，使反硝化菌和铁还原菌丰度提升23.52%和3.9%，同时，发酵和水解功能使微生物得到富集。

2.2 投加亚硝酸盐对污泥厌氧消化的影响

2.2.1 对污泥减量和脱氮的影响 两个组在厌氧消化阶段II结束后污泥减量化的结果如图6(a)所示。依据Switzenbaum等[28]提出的质量平衡公式计算发现，在第1阶段R2的VSS去除率仅为1.48%，但在厌氧消化后，R2组的TCOD、TSS、VSS的减量率分别达到40.92%、25.88%、36.66%,比R1分别提高了6.06%、12.36%和15.69%。阶段II结束时两组反应器的甲烷累积产量如图6(b)所示，投加亚硝酸盐的R2组甲烷累积产量约为R1组的1.86倍。在前10天，R2组甲烷生产被显著抑制，而在第20天左右开始显著提高。空白组前6天就完成了2/3的甲烷生产，即使在阶段II投加了新的引种污泥，其甲烷累积过程并未被显著促进，这是由于微生物细胞壁限制了固相污泥中有机物的释放，使其难以被水解酸化菌和产甲烷菌利用。综合甲烷产生量与TCOD、TSS和VSS的减量数据可以得出，投加亚硝酸盐后，污泥水解过程得到有效促进，为产甲烷菌提供了更多可溶性小分子底物，从而在整体过程中使污泥减量化率提高20.97%。

图6 TCOD、TSS、VSS的减量化与甲烷累积产量Fig.6 The TCOD、TSS、VSS degradations and cumulative methane production during two

表3 两反应器中总氮变化Table 3 Change of TN concentration in each reactor

2.2.2 投加亚硝酸盐的经济性分析 理论上1 mol亚硝酸盐可提供3 mol Fe(Ⅲ)氧化所需电子。以投加亚硝酸钠为例，如需代替投加1 g/L的氢氧化铁，亚硝酸钠投加质量浓度为0.207 g/L即可。经调研，工业级亚硝酸钠约3.5～5.6 元/kg，工业级氢氧化铁约10～15元/kg。因此，投加亚硝酸盐试剂的成本仅为三价铁盐的4.8%～11.6%。另外，许多学者考虑在工程应用中使用含有亚硝酸盐的废水反硝化液与剩余污泥共同处理，可节约亚硝酸盐的药剂成本，不会造成总氮污染，同时，避免了高铁含量污泥的产生。

2.3 亚硝酸盐促进剩余污泥水解的新原理

(4)

(5)

3 结论

向剩余污泥中投加亚硝酸盐，可显著促进剩余污泥细胞破壁，大幅提升水解酸化效率，对比空白组，甲烷累计产量提升86%，VSS去除量提高21%。投加亚硝酸盐除引起生物反硝化外，可化学氧化污泥中97.3%Fe(Ⅱ)，引发Fe(Ⅲ)还原过程，进而富集铁还原菌，对污泥水解和后续厌氧消化起到重要促进作用。未来的研究中，可对亚硝酸盐反硝化及Fe(Ⅲ)还原对污泥厌氧消化的贡献进行量化分析。