NO₂^-促進(jìn)剩余污泥水解新原理：Fe(Ⅱ)氧化與Fe(Ⅲ)還原

孟雨桐 趙智強(qiáng) 高金索 張耀斌

摘 要：剩余污泥的水解破壁是其厭氧消化的限速步驟。投加Fe（Ⅲ）氧化物可富集具有異化鐵還原功能的Fe（Ⅲ）還原菌，強(qiáng)化復(fù)雜有機(jī)物的分解，是一種促進(jìn)剩余污泥水解破壁的有效手段。然而，在實(shí)際工程中，連續(xù)投加Fe（Ⅲ）氧化物不經(jīng)濟(jì)。亞硝酸鹽作為反硝化中間產(chǎn)物，被報(bào)道能促進(jìn)污泥水解破壁，同時(shí)可將污泥中的Fe（Ⅱ）化學(xué)氧化為Fe（Ⅲ），但對(duì)于亞硝酸鹽引發(fā)的Fe（Ⅱ）氧化和Fe（Ⅲ）還原過(guò)程對(duì)污泥水解破壁及后續(xù)厭氧消化的影響卻鮮有報(bào)道。向剩余污泥中添加亞硝酸鹽，發(fā)現(xiàn)其中97.3%的Fe（Ⅱ）被氧化為Fe（Ⅲ），進(jìn)而參與異化鐵還原。掃描電鏡和三維熒光光譜結(jié)果表明，添加亞硝酸鹽組污泥水解破壁明顯，有機(jī)物大量釋出;微生物群落分析表明，添加亞硝酸鹽組反硝化細(xì)菌和Fe（Ⅲ）還原菌顯著富集。厭氧消化結(jié)束后，相比對(duì)照組（未添加亞硝酸鹽），添加亞硝酸鹽組污泥減量化和累積甲烷產(chǎn)量分別提高21%和86%。

關(guān)鍵詞：剩余污泥;水解破壁;異化鐵還原;亞硝酸鹽;Fe（Ⅱ）氧化

中圖分類號(hào)：X705 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A 文章編號(hào)：2096-6717（2021）06-0155-10

Abstract： Hydrolysis including the cell disintegration is the rate-limiting step of anaerobic digestion of waste activated sludge. Adding Fe（Ⅲ） oxides to enrich the Fe（Ⅲ）-reducing bacteria via the dissimilatory iron reduction can enhance the decomposition of complex organic compounds， which is considered as an effective method to promote the hydrolysis and cell disintegration of waste activated sludge. However， the continuous addition of Fe（Ⅲ） oxides is uneconomical in the practical engineering. Adding nitrite， the intermediates in the denitrification， has been reported to promote the hydrolysis and cell disintegration of waste activated sludge.In the meantime the Fe（Ⅱ）in the sludge can be chemically oxided to Fe（Ⅲ）.However， there are few reports on the effects of nitrite induced Fe（Ⅱ） oxidation and Fe（Ⅲ） reduction processes on sludge hydrolysis and cell disintegration and subsequent anaerobic digestion.In this study， adding nitrite into the waste activated sludge caused the oxidation of Fe（Ⅱ） with an efficiency of 97.3%. The produced Fe（Ⅲ） further drove the dissimilatory iron reduction.Analysis of scanning electron microscope and three dimensional fluorescence spectrum indicated that the hydrolysis and cell disintegration of waste activated sludge were significantly enhanced in the nitrite-added group， accompanied by the release of large amounts of soluble organic compounds.Analysis of microbial community showed that，both denitrifying and Fe（Ⅲ）-reducing bacteria were significantly enriched in the nitrite-added group. After anaerobic digestion， the sludge reduction and accumulative methane production in the nitrite-added group were 21% and 86% higher than that in the control group without nitrite， respectively.

Keywords： waste activated sludge;hydrolysis and cell disintegration; dissimilatory iron reduction;nitrite;Fe（Ⅱ） ?oxidation

城市污水處理規(guī)模擴(kuò)增帶來(lái)剩余污泥的急劇增加[1]。剩余污泥中富集了大量有機(jī)物、病原體、重金屬等，若不妥善處理會(huì)危害環(huán)境安全。厭氧消化是實(shí)現(xiàn)污泥穩(wěn)定化和安全化處理的有效手段之一，能在實(shí)現(xiàn)剩余污泥減量化的同時(shí)回收甲烷。然而，由于污泥細(xì)胞壁的存在，細(xì)胞內(nèi)有機(jī)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(qiáng)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(zhǎng)鏈脂肪酸等復(fù)雜有機(jī)物的降解[3]。投加鐵氧化物可以富集鐵還原菌，同時(shí)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(lái)，大量學(xué)者通過(guò)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(yùn)行效果，顯著提升了甲烷產(chǎn)量[4-6]。但值得注意的是，在實(shí)際工程中，連續(xù)投加Fe（Ⅲ）不經(jīng)濟(jì)，且較高含量的鐵可能在污泥處置中帶來(lái)潛在風(fēng)險(xiǎn)[7]，在污水處理工藝末端，含鐵絮凝劑的投加會(huì)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(jì)有效的方案。

亞硝酸鹽是部分來(lái)自反硝化過(guò)程的重要中間產(chǎn)物，可在廢水處理中由硝酸鹽還原或氨氧化過(guò)程得到。近期許多研究者發(fā)現(xiàn)在剩余污泥厭氧消化系統(tǒng)中投加亞硝酸鹽可以促進(jìn)污泥發(fā)酵[8-10]，Wang等[9]認(rèn)為亞硝酸鹽具有促進(jìn)細(xì)胞破壁和有機(jī)物水解的作用。值得關(guān)注的是，亞硝酸鹽同樣會(huì)對(duì)剩余污泥中鐵的價(jià)態(tài)產(chǎn)生影響。由于Fe（Ⅱ）/Fe（Ⅲ）氧化還原電位介于N的氧化還原電位之間，NO-2可以迅速地化學(xué)氧化Fe（Ⅱ），又稱氮依賴型鐵氧化（見(jiàn)式（1）～式（3）[11]），化學(xué)反硝化產(chǎn)生的Fe（Ⅲ）將在體系中繼續(xù)參與異化鐵還原作用[12]，從而持續(xù)促進(jìn)復(fù)雜有機(jī)物的分解。目前，對(duì)于亞硝酸鹽投加后引發(fā)異化鐵還原途徑對(duì)剩余污泥的水解及后續(xù)厭氧消化的影響卻鮮有研究。

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(jìn)復(fù)雜有機(jī)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(shí)現(xiàn)Fe（Ⅱ）/Fe（Ⅲ）的氧化還原及提升污泥降解率，并對(duì)其機(jī)理和微生物群落變化情況進(jìn)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(guó)大連春柳城市污水處理廠的脫水剩余污泥，實(shí)驗(yàn)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(shí)驗(yàn)設(shè)置

階段Ⅰ，采用兩組有效容積為150 mL的厭氧瓶分別為空白組（以下簡(jiǎn)稱為R1）和亞硝酸鹽處理組（以下簡(jiǎn)稱為R2），每組設(shè)18個(gè)平行。將50 mL稀釋后的剩余污泥樣品添加到厭氧發(fā)酵瓶中，并在每個(gè)瓶中通入N2維持30 min，以去除其中的空氣，隨后立即用橡膠塞將其密封并置于恒溫?fù)u床中，于120 r/min、37 ℃的條件下發(fā)酵6 d。在理論上，1 mol Fe（Ⅱ）完全被氧化可接受1 mol電子，而1 mol NO-2可提供3 mol電子，因此，為使初始剩余污泥中的1.146 mmol/L Fe（Ⅱ）完全被氧化為Fe（Ⅲ），按照nFe（Ⅱ）∶nNO-2-N小于3∶1在R2每個(gè)平行反應(yīng)器中分別添加1 mL的30 g/L的NaNO2，使反應(yīng)器中NO-2-N含量為121.74 mg/L。同時(shí)在空白組中補(bǔ)充等量的高純水。每天從每組3個(gè)未取樣的反應(yīng)器中取適當(dāng)泥水混合樣品進(jìn)行分析，在反應(yīng)結(jié)束時(shí)，分析各反應(yīng)器頂空的氣體成分和含量。

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N2 30 min，以去除頂部空氣，在每個(gè)反應(yīng)器頂部連接氣體采集袋，每4 d替換一次氣袋并測(cè)定每個(gè)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

1）化學(xué)分析。搖勻后的泥水混合樣品均在10 000 r/min、4 ℃條件下離心20 min，然后通過(guò)0.25 μm濾膜過(guò)濾，得到用于分析液相指標(biāo)的濾液。濾液和泥水混合樣品中基礎(chǔ)指標(biāo)分析參照《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》：用重量法測(cè)定揮發(fā)性懸浮物（VSS）、總懸浮物（TSS）[3];用微波消解比色法測(cè)定溶解性化學(xué)需氧量（SCOD）、總化學(xué)需氧量（TCOD）;考馬斯亮藍(lán)法測(cè)定溶解性蛋白和總蛋白[13];蒽酮硫酸法測(cè)定溶解性多糖和總多糖;分別使用兩臺(tái)氣相色譜儀（天美，7900/熱導(dǎo)檢測(cè)器，中國(guó)）測(cè)定氣體和揮發(fā)性脂肪酸（VFAs）的組分和含量[14]，采用Zhu等[15]介紹的方法測(cè)定NH+4-N、NO-2-N;使用電子能譜儀（EDS）觀察冷凍干燥后污泥樣品中Fe元素的分布情況;將污泥與0.5 mol/LHCl溶液以1∶5的比例混合，浸提2 h后離心，參照Ding等[16]的方法分析Fe（Ⅱ）和Fe（Ⅲ）。

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(guò)噴金鍍膜以增強(qiáng)導(dǎo)電性，通過(guò)掃描電鏡（SEM）觀察剩余污泥樣品細(xì)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(jī)物種類和對(duì)污泥生物降解性的影響，采用日本日立FL4500熒光分光光度計(jì)對(duì)稀釋后的污泥懸浮液進(jìn)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(zhǎng)（Ex）250～500 nm，發(fā)射波長(zhǎng)（Em）200～400 nm。所獲得的矩陣光譜數(shù)據(jù)采用Origin2018進(jìn)行數(shù)據(jù)分析。參照Chen等[17]的方法劃分熒光區(qū)域，計(jì)算其體積積分占比Pi，n，%。

4）微生物群落分析。在每階段實(shí)驗(yàn)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(cè)序技術(shù)進(jìn)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.ATM Mag-Bind Soil DNA Kit（OMEGA）和Qubit3.0 DNA檢測(cè)試劑盒對(duì)污泥樣品中的DNA進(jìn)行提取和定量。采用（341F/805R）引物對(duì)細(xì)菌的16S rRNA基因進(jìn)行PCR擴(kuò)增，采用（340F/1000R）引物和（349F/806R）引物對(duì)古菌進(jìn)行兩輪擴(kuò)增。之后采用Illumina TruSeq DNA庫(kù)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(cè)序儀（Illumia，Illumina Hiseq 2000，美國(guó)）進(jìn)行高通量測(cè)序。

最終利用RDP、Silva和NCBI數(shù)據(jù)庫(kù)對(duì)得到的操作分類單元（OTUs）進(jìn)行分類（www.ncbi. nlm.nih.gov， http：//rdp.cme.msu.edu）。所得微生物測(cè)序分析結(jié)果經(jīng)過(guò)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(píng)估每個(gè)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(duì)Fe和污泥水解的影響

2.1.1 剩余污泥中鐵的氧化和還原

如圖1（a）所示，能譜儀（EDS）對(duì)原始剩余污泥的分析結(jié)果揭示了初始剩余污泥中鐵元素的存在形式，其中55.6%是Fe（Ⅱ）。對(duì)階段I兩組反應(yīng)器中Fe（Ⅱ）、NO-2-N及NH+4-N含量變化情況進(jìn)行了監(jiān)測(cè)。如圖1（b）、（c）所示，在R2組分兩次（初始和第3天）添加了0.43 mmol/L亞硝酸鹽，隨著亞硝酸鹽的添加，F(xiàn)e（Ⅱ）含量均在6 h內(nèi)迅速降低，分別由1 282.79、1 713.26 mg/L降至35.22、207.26 mg/L。亞硝酸鹽的消耗與Fe（Ⅱ）的氧化同步進(jìn)行，投加的121.74 mg/L亞硝酸鹽在1 d內(nèi)幾乎被完全消耗，可見(jiàn)投加的亞硝酸鹽85%以上用于氧化Fe（Ⅱ），而余量可能用于有機(jī)碳氧化或氨氧化。另發(fā)現(xiàn)兩組反應(yīng)器中NO-2-N的含量在低濃度區(qū)間（0～0.1 mg/L）波動(dòng)變化，這可能是由于溶解性氨的部分氧化。

各反應(yīng)器中二價(jià)鐵溶出量的升高可以證實(shí)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?jī)H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(kāi)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?？梢?jiàn)，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(guò)程。

2.1.2 剩余污泥破壁和有機(jī)物增溶

由于胞外聚合物、細(xì)胞膜和細(xì)胞壁的存在，剩余污泥中的有機(jī)物不易被釋放，通常以固相形式存在于細(xì)胞內(nèi)，因此，常認(rèn)為有機(jī)物的溶解是污泥發(fā)酵過(guò)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(tuán)聚結(jié)構(gòu)、使細(xì)胞破壁，促進(jìn)細(xì)胞內(nèi)有機(jī)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(tuán)聚體由緊密變?yōu)槠扑?，表面出現(xiàn)孔洞結(jié)構(gòu)，同時(shí)，細(xì)胞表面出現(xiàn)破裂和溶解。

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(jī)物含量的變化如圖3所示，由于此階段并沒(méi)有投加引種污泥，因此，溶解性有機(jī)物含量的增加均來(lái)自剩余污泥本身。如圖3所示，經(jīng)過(guò)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(dá)到峰值4 158.33 mg/L，比空白反應(yīng)器提高近4倍，可見(jiàn)，亞硝酸鹽可以增強(qiáng)污泥中有機(jī)物溶解的能力，與Lu等[8，18]的結(jié)果一致。同時(shí)，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(dá)到1 968.92 mg/L，凈增加量是R1的1.82倍。

蛋白和多糖是污泥EPS和細(xì)胞壁的主要組成成分，也是使有機(jī)物難以被釋放的關(guān)鍵原因[19]。如圖3（d），經(jīng)過(guò)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(shí)，相對(duì)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(dá)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%。

同時(shí)，R2組中有機(jī)氮化合物（如蛋白質(zhì)）的水解過(guò)程也被促進(jìn)。如圖4，第6天兩組反應(yīng)器中溶解性NH+4-N的含量分別增加至40.45、61.14 mg/L，其產(chǎn)生速率在R2組中明顯高于空白組。依據(jù)Wu等[20]的研究，僅在高Fe（Ⅱ）/NO-2的摩爾比（大于50∶1）條件下，亞硝酸鹽才會(huì)被完全還原為NH+4，而低摩爾比則易產(chǎn)生氣體產(chǎn)物，如N2等。在R2組中添加亞硝酸鹽后，F(xiàn)e（Ⅱ）/NO-2摩爾比僅為2.63，遠(yuǎn)小于50∶1，可見(jiàn)R2組中持續(xù)增加的溶解性氨氮含量是含氮有機(jī)物水解速率提高的結(jié)果。

采用三維熒光光譜法對(duì)反應(yīng)器R1與R2內(nèi)污泥發(fā)酵液中的溶解性有機(jī)物進(jìn)行分析。依據(jù)Chen等[17]的研究，根據(jù)可溶性有機(jī)物的激發(fā)波長(zhǎng)（Ex）發(fā)射波長(zhǎng)（Em）可以將三維光譜分為5個(gè)區(qū)域：區(qū)域Ⅰ（Ex<250 nm/Em<330 nm）對(duì)應(yīng)酪氨酸類物質(zhì);區(qū)域Ⅱ（Ex：200～250 nm/Em：330～380 nm）對(duì)應(yīng)色氨酸類物質(zhì);區(qū)域Ⅲ（Ex：200～250 nm/Em：380～500 nm）對(duì)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(qiáng)度顯著增強(qiáng)，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(jìn)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(shuō)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(qiáng)在Fe（Ⅲ）還原和有機(jī)物氧化過(guò)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(dá)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(jī)物向簡(jiǎn)單有機(jī)物的轉(zhuǎn)化過(guò)程仍在被促進(jìn)，表明除亞硝酸鹽外，F(xiàn)e（Ⅲ）還原過(guò)程能持續(xù)促進(jìn)復(fù)雜有機(jī)物的水解和酸化。

采用高通量16S rRNA測(cè)序技術(shù)進(jìn)行微生物群落結(jié)構(gòu)分析，探究微生物對(duì)污泥水解、酸化過(guò)程的影響。表1中列出屬水平的細(xì)菌群落并進(jìn)行相對(duì)豐度（定義占比低于0.05%的菌株歸類于其他微生物（others）分析。第Ⅰ階段，R1反應(yīng)器中無(wú)明顯的優(yōu)勢(shì)菌種，而添加亞硝酸鹽后R2反硝化細(xì)菌相對(duì)豐度顯著增加，約為R1的3.23倍（見(jiàn)表2），其中不動(dòng)桿菌屬（Acinetobacter）[22]占據(jù)了主導(dǎo)地位，相對(duì)豐度達(dá)到27.95%。厭氧氨氧化菌的硝化單胞菌屬（Nitrosomonas）[23]及氨氧化共生細(xì)菌Armatimonadetes_gp5[24]分別提高0.1%和0.32%，亞硝酸鹽氧化細(xì)菌相對(duì)豐度也得到提高，包括假單胞菌屬（Pseudomonas）、慢生根瘤菌屬（Bradyrhizobium）、芽孢桿菌屬（Bacillus）、微桿菌屬（Microbacterium） 相對(duì)豐度分別提高了3.08%、0.2%、0.03%、0.02%[25]，可見(jiàn)，亞硝酸鹽添加后提高了具有亞硝酸鹽氧化的相關(guān)功能基因的微生物的優(yōu)勢(shì)。另外，NO-2反硝化產(chǎn)生了堿度，堿性發(fā)酵優(yōu)勢(shì)細(xì)菌Proteocatella[26]逐漸取代其他不能適應(yīng)的微生物，豐度達(dá)到9.31%。同時(shí)，因亞硝酸鹽使污泥體系氧化還原電位降低，專性厭氧菌如梭菌屬（clostridum）、厭氧繩菌（Anaerolinea）受到抑制，其豐度分別降低1.18%和6.06%。

在R2中檢測(cè)到多種可進(jìn)行異化鐵還原的細(xì)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(duì)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(duì)豐度達(dá)到3.29%，約為R1組的15.7倍，它可以參與異養(yǎng)反硝化，同時(shí)還原Fe（Ⅲ），也可參與芳香烴及其他有機(jī)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(duì)于R1分別提高了0.01%和0.07%。總的來(lái)說(shuō)，R2組中投加亞硝酸鹽帶來(lái)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(shí)，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(duì)污泥厭氧消化的影響

2.2.1 對(duì)污泥減量和脫氮的影響

兩個(gè)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(jì)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(dá)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(shí)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(kāi)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(guò)程并未被顯著促進(jìn)，這是由于微生物細(xì)胞壁限制了固相污泥中有機(jī)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(guò)程得到有效促進(jìn)，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(guò)程中使污泥減量化率提高20.97%。

表3對(duì)比了消化前后各組總氮變化情況。經(jīng)過(guò)50 d的厭氧消化后，空白組R1和實(shí)驗(yàn)組R2的總氮含量由初始的1 144.79 mg/L分別變?yōu)? 065.93、953.46 mg/L，這表明添加亞硝酸鹽雖增加了系統(tǒng)中的氮素投入，卻不會(huì)增加額外的總氮污染，可能的原因是：1）投加的NO-2-N大部分以N2等氣體形式損失;2）蛋白質(zhì)等含氮有機(jī)物的加速降解造成總氮損失。

2.2.2 投加亞硝酸鹽的經(jīng)濟(jì)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(jí)亞硝酸鈉約3.5～5.6 元/kg，工業(yè)級(jí)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(jià)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(huì)造成總氮污染，同時(shí)，避免了高鐵含量污泥的產(chǎn)生。

2.3 亞硝酸鹽促進(jìn)剩余污泥水解的新原理

通過(guò)在剩余污泥厭氧消化體系中投加亞硝酸鹽，促進(jìn)了污泥減量化和甲烷的產(chǎn)生，這與Lu等[8]的研究結(jié)論一致。在以往的報(bào)道中認(rèn)為，亞硝酸鹽投加后剩余污泥的發(fā)酵過(guò)程包括4個(gè)步驟：1）污泥顆粒的增溶;2）溶解性底物的水解;3）水解產(chǎn)物的酸化;4）酸化產(chǎn)物的產(chǎn)甲烷作用[29]。污泥減量化和甲烷產(chǎn)率的提高歸因于亞硝酸鹽對(duì)微生物細(xì)胞壁和EPS的破壞導(dǎo)致有機(jī)物釋放[9]，及生物反硝化過(guò)程促進(jìn)有機(jī)物水解引起VFAs積累。然而，異化鐵還原過(guò)程也能參與促進(jìn)復(fù)雜有機(jī)物的降解，因此，亞硝酸鹽對(duì)污泥體系中鐵價(jià)態(tài)的影響不可忽略。筆者提出了亞硝酸鹽促進(jìn)剩余污泥水解過(guò)程的新原理：NO-2化學(xué)反硝化耦合Fe（Ⅱ）氧化，產(chǎn)生的Fe（Ⅲ）能繼續(xù)參與到異化鐵還原作用，耦合小分子有機(jī)酸或大分子的蛋白、芳香烴等有機(jī)物的降解，這會(huì)加速剩余污泥的水解并為產(chǎn)甲烷階段提供更多可利用的底物。理論上，1 mg/L NO-2-N的反硝化過(guò)程能消耗1.72 mg/L的COD[30]（式（4）～（5）[31]），研究中共添加了243.48 mg/L的NO-2-N，50 d內(nèi)比空白組帶來(lái)更多（2 485 mg/L）的COD去除，遠(yuǎn)大于理論上418.79 mg/L的COD，而實(shí)際上，幾乎97%的NO-2用于氧化Fe（Ⅱ），而Fe（Ⅲ）還原過(guò)程的發(fā)生和鐵還原菌被富集都說(shuō)明，投加亞硝酸后，F(xiàn)e（Ⅱ）/Fe（Ⅲ）的氧化還原在促進(jìn)剩余污泥水解中起到了至關(guān)重要的作用。

3 結(jié)論

向剩余污泥中投加亞硝酸鹽，可顯著促進(jìn)剩余污泥細(xì)胞破壁，大幅提升水解酸化效率，對(duì)比空白組，甲烷累計(jì)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(guò)程，進(jìn)而富集鐵還原菌，對(duì)污泥水解和后續(xù)厭氧消化起到重要促進(jìn)作用。未來(lái)的研究中，可對(duì)亞硝酸鹽反硝化及Fe（Ⅲ）還原對(duì)污泥厭氧消化的貢獻(xiàn)進(jìn)行量化分析。

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（編輯 王秀玲）