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(xué) 環(huán)境學(xué)院，遼寧 大連，116024)

城市污水處理規(guī)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(huán)境安全。厭氧消化是實現(xiàn)污泥穩(wěn)定化和安全化處理的有效手段之一，能在實現(xiàn)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(nèi)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(xié)助芳香族、部分糖類和長鏈脂肪酸等復(fù)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(xué)者通過投加鐵氧化物到污泥厭氧消化反應(yīng)器中取得了較好的運行效果，顯著提升了甲烷產(chǎn)量[4-6]。但值得注意的是，在實際工程中，連續(xù)投加Fe(Ⅲ)不經(jīng)濟，且較高含量的鐵可能在污泥處置中帶來潛在風(fēng)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(huán)利用將是一種經(jīng)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(fā)Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)的氧化和還原，從而促進復(fù)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(yīng)器中投加亞硝酸鹽，以實現(xiàn)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(fā)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(shù)指標(biāo)：TSS為(56.7±3.8)g/L，VSS為(28.4±0.3)g/L，總化學(xué)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(xué)需氧量(SCOD)為(308.5±36.8)mg/L，F(xiàn)e(Ⅱ)為(1 282.8±128.0)mg/L，F(xiàn)e(Ⅲ)為(1 029.4±39.5)mg/L。

1.2 實驗設(shè)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(yǎng)，同樣通入N230 min，以去除頂部空氣，在每個反應(yīng)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(yīng)器中的甲烷和二氧化碳的產(chǎn)生量。

1.3 分析指標(biāo)和方法

2)電子顯微鏡分析。將反應(yīng)前后的污泥樣品經(jīng)冷凍干燥后固定在銅片上，再經(jīng)過噴金鍍膜以增強導(dǎo)電性，通過掃描電鏡(SEM)觀察剩余污泥樣品細胞形態(tài)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(fā)發(fā)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(fā)波長(Ex)250～500 nm，發(fā)射波長(Em)200～400 nm。所獲得的矩陣光譜數(shù)據(jù)采用Origin2018進行數(shù)據(jù)分析。參照Chen等[17]的方法劃分熒光區(qū)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(jié)束后，在R1和R2反應(yīng)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(shù)進行微生物群落結(jié)構(gòu)分析。污泥樣品經(jīng)0.1 mol/L PBS溶液清洗和離心預(yù)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(gòu)建匯集和純化之后的PCR產(chǎn)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(shù)據(jù)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(jié)果經(jīng)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(jù)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(jié)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(yīng)器Fe(Ⅱ)和含量的變化Fig.1 Change of Fe(Ⅱ) and concentration during

各反應(yīng)器中二價鐵溶出量的升高可以證實其中異化鐵還原反應(yīng)的發(fā)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(dāng)亞硝酸鹽消耗完全后，F(xiàn)e(Ⅱ)的含量才開始升高，在兩次投加亞硝酸鹽后，3天內(nèi)逐漸恢復(fù)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(tǒng)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(nèi)，因此，常認(rèn)為有機物的溶解是污泥發(fā)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(jié)構(gòu)、使細胞破壁，促進細胞內(nèi)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?yōu)槠扑椋砻娉霈F(xiàn)孔洞結(jié)構(gòu)，同時，細胞表面出現(xiàn)破裂和溶解。

圖2 第6天兩反應(yīng)器內(nèi)污泥樣品的物理化學(xué)表征分析Fig.2 The physiochemical characterization of sludge

兩組反應(yīng)器中剩余污泥在6 d的產(chǎn)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(jīng)過6 d的發(fā)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(yīng)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(jié)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(yīng)器內(nèi)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(guān)鍵原因[19]。如圖3(d)，經(jīng)過6 d的發(fā)酵階段后，所有反應(yīng)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(yīng)器內(nèi)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(yīng)器R1與R2內(nèi)污泥發(fā)酵液中的溶解性有機物進行分析。依據(jù)Chen等[17]的研究，根據(jù)可溶性有機物的激發(fā)波長(Ex)-發(fā)射波長(Em)可以將三維光譜分為5個區(qū)域：區(qū)域Ⅰ(Ex<250 nm/Em<330 nm)對應(yīng)酪氨酸類物質(zhì)；區(qū)域Ⅱ(Ex:200～250 nm/Em:330～380 nm)對應(yīng)色氨酸類物質(zhì)；區(qū)域Ⅲ(Ex:200～250 nm/Em:380～500 nm)對應(yīng)富里酸類物質(zhì)；區(qū)域Ⅳ(Ex:250～400 nm/Em:200～380 nm)代表微生物副產(chǎn)物物質(zhì)和蛋白質(zhì)類物質(zhì)，區(qū)域Ⅴ(Ex:250～400 nm/Em:380～500 nm)代表腐殖質(zhì)物質(zhì)。亞硝酸鹽投加后，R2中部分區(qū)域的熒光強度顯著增強，包括Ⅰ區(qū)色氨酸、Ⅱ區(qū)酪氨酸和Ⅳ區(qū)微生物代謝產(chǎn)物，代表亞硝酸鹽加入后促進了這幾種物質(zhì)在污泥樣品中的溶出。一般認(rèn)為Ⅱ區(qū)和Ⅴ區(qū)是微生物可利用區(qū)[21]，如圖2(b)，R2組在Ⅱ區(qū)和Ⅳ區(qū)的熒光區(qū)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(qū)腐殖酸的PV，n也得到提高，腐殖酸類物質(zhì)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(gòu)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(nèi)VFAs仍在不斷積累，這可能是其他復(fù)雜有機物向簡單有機物的轉(zhuǎn)化過程仍在被促進，表明除亞硝酸鹽外，F(xiàn)e(Ⅲ)還原過程能持續(xù)促進復(fù)雜有機物的水解和酸化。

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

表1 兩反應(yīng)器內(nèi)細菌群落Table 1 Bacterial genus communities in each reactor

表2 兩反應(yīng)器內(nèi)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(yǎng)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(chǎn)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%?？偟膩碚f，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(fā)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(jié)束后污泥減量化的結(jié)果如圖6(a)所示。依據(jù)Switzenbaum等[28]提出的質(zhì)量平衡公式計算發(fā)現(xiàn)，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(jié)束時兩組反應(yīng)器的甲烷累積產(chǎn)量如圖6(b)所示，投加亞硝酸鹽的R2組甲烷累積產(chǎn)量約為R1組的1.86倍。在前10天，R2組甲烷生產(chǎn)被顯著抑制，而在第20天左右開始顯著提高?？瞻捉M前6天就完成了2/3的甲烷生產(chǎn)，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(chǎn)甲烷菌利用。綜合甲烷產(chǎn)生量與TCOD、TSS和VSS的減量數(shù)據(jù)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(chǎn)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(chǎn)量Fig.6 The TCOD、TSS、VSS degradations and cumulative methane production during two

表3 兩反應(yīng)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(jīng)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(zhì)量濃度為0.207 g/L即可。經(jīng)調(diào)研，工業(yè)級亞硝酸鈉約3.5～5.6 元/kg，工業(yè)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(xué)者考慮在工程應(yīng)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(jié)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(chǎn)生。

2.3 亞硝酸鹽促進剩余污泥水解的新原理

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3 結(jié)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(chǎn)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(xué)氧化污泥中97.3%Fe(Ⅱ)，引發(fā)Fe(Ⅲ)還原過程，進而富集鐵還原菌，對污泥水解和后續(xù)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。