超声处理污泥加速喹啉的生物降解

王猷珂　张雨婷　陆沁园　张辰媛　张永明

摘 要： 采用超声波处理活性污泥，利用其释放出的有机质作为电子供体.摇瓶实验表明，喹啉的生物降解速率与处理或未处理的污泥量成正比，将25%未处理污泥和75%处理过的污泥混合用于降解喹啉时，喹啉的降解速率最快.在此过程中，处理的污泥主要起着电子供体的作用，而未处理的污泥主要起着生物催化剂的作用.对喹啉生物降解过程进行电子平衡计算，结果表明，18 mL处理污泥的上清液作为电子供体相当于3.65 mmol/L草酸的作用.

关键词： 喹啉； 生物降解； 活性污泥； 电子供体； 超声处理

中图分类号： TQ 174.75 文献标志码： A 文章编号： 1000-5137（2018）04-0412-08

Abstract： In this work，ultrasound was used for treating sludge，and released organics was used as electron donors for accelerating quinoline biodegradation.Flask experimental results showed that quinoline removal rates are proportional to the biomass of treated and untreated sludge，but 25% untreated sludge and 75% treated sludge were mixed for quinoline biodegradation to achieve the fastest removal rate，during which treated sludge played the role of electron donor mainly，and untreated sludge played the role bio-catalyzer.Electron balance was carried out to show that 18 mL supernatants of treated sludge played the same role of 3.65 mmol/L oxalate for accelerating quinoline biodegradation.

Key words： quinoline； biodegradation； activated sludge； electron donors； ultrasound treatment

0 前 言

喹啉是一种典型的含氮杂环类化合物，被广泛地应用于染料、制药和橡胶工业[1-4].若生产过程中产生的废水未经有效处理而排放到天然环境中，则会带来很大的危害[5-6].喹啉和它的衍生物很容易在生物体内富集，这对自然界的动植物有很大的危害.因此，在废水处理过程中，通过某种方法来加快喹啉的生物降解速率具有现实意义[7-10].

喹啉的生物降解途径中的前两步是需要电子供体和分子氧共基质作用的单加氧反应，且该步骤是喹啉生物降解的控制步骤[11-12].足够的电子供体和分子氧可以确保喹啉的单加氧反应顺利进行.通常来说，分子氧比较容易提供，而提供适量的电子供体则是加速喹啉生物降解的关键.最近的研究表明，增加有效的电子供体可以明顯地增加喹啉和吡啶的单加氧反应[13-14].一个典型的例子就是利用喹啉的中间产物（草酸）作为内源电子供体可以有效地加速喹啉的生物降解，在相关的实验中，添加外源电子供体也可以取得同样的效果[13].

若在含有类似污染物的污水处理过程中，添加诸如甲醇、葡萄糖或有机酸等作为电子供体来提高有机物的生物降解速率，虽然有效但显然是不经济的，也是不可持续的.而一种非常经济可行的方法就是利用污水处理厂的剩余污泥作为外源电子供体，污泥中释放出的有机质是一种非常理想的电子供体的物质[15-17].传统的污水处理厂，每天都会产生大量的剩余污泥，而剩余污泥的处理或处置往往又耗费成本 [18-19].如果这些剩余污泥能用来作为加速难降解有机污染物的电子供体，则是一个一举两得的事情.

要使污泥作为有效电子供体，关键涉及到预处理工艺.目前对污泥的预处理已有许多方法，包括超声-芬顿法[20]、电脉冲法[15，20]、臭氧法[21-23]和加热水解法[24-25].而利用超声波进行污泥预处理相对来讲是一种更为简单的方法.

本研究采用超声波方法对污泥进行预处理，并将其用作电子供体，同时评价其作为电子供体的效果.此外，在超声处理过程中，虽然会有一部分污泥的活性受损[26]，但不会导致污泥完全灭活.因此，通过实验评价处理后的污泥既能作为电子供体又能作为生物催化剂.本研究结果对合理利用污泥提供了理论和实践基础.

1 材料与方法

1.1 喹啉降解菌的驯化

活性污泥取自上海某污水处理厂.首先将300 mL的污泥与700 mL的自来水加入到1 000 mL的量筒内，再加入0.3 g的葡萄糖后曝气驯化.此驯化持续1周，期间每天更换1次新鲜溶液.1周之后，葡萄糖逐渐由喹啉替代，但总的化学需氧量（COD）不变，维持在300 mg/L左右，此驯化过程进行2周.驯化时的温度为（30±2）℃.2周之后，所驯化的污泥可以在6 h内将初始浓度为2 mmol/L的喹啉完全降解.

1.2 污泥处理

采用型号为JYD-650L，频率为20～25 kHz的超声细胞破碎仪处理污泥.处理过程中，将超声杆浸没于烧杯中的污泥中，功率设定为180 W.处理总的时间为20 min，振动周期是3 s振动和9 s停歇以保证污泥温度低于25 ℃.

1.3 污泥的扫描电子显微（SEM）镜

在对污泥进行SEM拍摄前，分别取干重为180 mg的处理和未处理的污泥，经6 000 r/min离心浓缩，然后加入到5 mL的质量分数为3%戊二醛和物质的量浓度为0.1 mmol/L的磷酸缓冲液中混合均匀.15 min后，通过离心去除该悬浮污泥的上清液，此过程重复3次.所得到的污泥通过乙醇溶液分8步逐步脱水，前5次的乙醇质量分数分别为30%、50%、70%、85%和95%，后面3步乙醇的质量分数大于99.7%.最后，以二氧化碳为临界干燥点，用离子溅射法对预处理后的样品进行喷金处理[27].预处理得到的处理和未处理污泥均用型号为Hitachi S-4800的扫描电子显微镜（日本产）进行拍摄.

1.4 喹啉的降解

喹啉的降解在250 mL的摇瓶中进行，转速为200 r/min，温度为30 ℃，初始喹啉物质的量浓度为1.3～1.4 mmol/L.实验方法分两部分：第一部分的实验主要考察处理和未处理污泥物质的量对喹啉生物降解速率的影响，以及两种污泥相互混合之后的交互作用；第二部分的实验则是考察电子供体对喹啉降解的加速作用.

第一部分实验分3步，分别是：1） 使用未经超声处理的污泥降解喹啉，污泥加入量为5～25 mL，共5组，对应的质量浓度为800～4 000 mg/L （干重）； 2） 利用经过超声处理的污泥降解喹啉，污泥加入量与方法1）一样，即也是5～25 mL，共5组，对应的质量浓度同样是800～4 000 mg/L （干重）；3） 使用不同比例的未处理与处理后的污泥混合进行喹啉降解，但总的质量浓度为3 200 mg/L.

第二部分的实验同样也分3步进行，所用污泥的浓度均为3 200 mg/L.方法1）是不加任何电子供体的方法处理初始浓度为1 mmol/L喹啉；方法2）是在方法1）的基础上，加入2 mmol/L草酸；方法3）则是将18 mL处理后的污泥上清液在摇瓶中进行喹啉降解实验.上述实验均重复2次.实验过程中，每间隔一定时间取样分析喹啉的浓度.

1.5 分析方法

污泥干重的分析方法是：取100 mL的污泥，在120 ℃的烘箱中干燥24 h，然后称重求出污泥的干重，用型号为ultimate 3000的高效液相色谱（美国产）进行分析测试.流动相为甲醇水溶液，体积比例为V甲醇 ∶ V水=80 ∶ 20，流速为1 mL/min.COD的测试采用重铬酸钾法进行[28].

2 结果与讨论

2.1 超声对污泥中细胞的影响

图1为未处理和处理过污泥的SEM照片.从图1（a）可以看出，未经过超声处理的污泥，细胞轮廓圆滑；而经过超声处理的污泥，其边缘不平整，见图1（b）.可以看出，经过超声处理后的污泥，细胞受到了一定程度的破坏，其上清液的COD也有所增加，这表明处理后的污泥，其细胞内部的有机质释放出来了.这或许可以为后续的生物降解喹啉提供电子供体.

2.2 污泥量对喹啉降解速率的影响

将5组处理和未处理的污泥分别进行喹啉的生物降解，加入的污泥质量浓度依次是800、1 600、2 400、3 200和4 000 mg/L （干重）.图2（a）是未处理污泥加入量与喹啉降解速率的关系，图2（b）则是处理过的污泥的加入量与喹啉降解速率的关系.相关的降解速率值列于表1中.结果表明，喹啉的降解速率与污泥量成正比.比较两种方法可以发现，经过超声处理后的污泥，污泥量对喹啉降解加速的作用更明显.这是因为经过超声处理后的污泥释放出来的有机物，起到了电子供体的作用，从而加速了喹啉的单加氧反应，这也说明处理过的污泥仍具有生物催化活性.

2.3 未处理与处理的污泥相互混合对喹啉降解速率的影响

将未处理的污泥与处理过的污泥进行混合来降解喹啉，其中污泥总质量浓度为3 200 mg/L.喹啉的降解规律也呈现零级反应.相关的喹啉降解速率值列于表2.由表2的数据可以看出，将污泥混合之后，当800 mg/L未处理污泥与2 400 mg/L处理过污泥混合之后，喹啉的降解速率最快，达到0.42 mmol·L-1·h-1，比单独未处理污泥和处理污泥降解喹啉的速率分别提高了75%和40%.该结果说明，经过超声处理的污泥可能会释放出有机物作为电子供体，从而加速了喹啉的单加氧反应.

2.4 电子供体与喹啉生物降解速率的关系

图3所示的3组数据分别是直接用未处理的污泥作为对照，加入2 mmol/L的草酸，以及加入经过处理污泥的上清液后喹啉的降解速率.草酸和上清液的加入，溶液的COD分别增加了32 mg/L和60 mg/L.从图3可以看出，加入了草酸之后，喹啉的降解速率提高了25%，而加入了上清液之后，喹啉的降解速率提高了37.5%.主要原因是污泥经过处理后，微生物细胞受到了一定程度的破坏，释放出了有机质，起到了电子供体的作用.

2.5 污泥释放出电子当量的计算

图4是喹啉的生物降解途径[13].步骤A和B是需要电子的单加氧反应，分别生成2-羟基喹啉和2，8-二羟基喹啉；步骤C则是一个需要电子的还原过程.这3步共需要6H（电子当量）.对图4所示的3个过程进行电子当量计算，求解所加入的草酸和处理污泥上清液提供的电子当量.计算过程如表3所示.其中X、Y、Z、M、N待定.

Bai等 [13]和Tang等[29]的实验表明，外源电子量越多，单加氧反应速率越快，且速率与电子当量数成正比.据此，假设喹啉的降解速率与净生成的总电子当量成线性关系.由总电子当量（表3项目8）对喹啉降解速率（表3项目12）作图可以得到一个线性方程：y=0.025x+0.44 （圖未画出）.将表3项目12的数据1.38代入该公式可以计算得到X=38.37.由此可以根据（表3项目9）公式Y=X÷22.94，得到参数Y值为1.67.而Z值可以由表3项目10公式Z=X÷5.83计算，得Z=6.58.而N的值根据表3项目8公式X=31.07+N，计算得N=7.3.

如果上清液的電子数依据草酸计，则M值为3.65.即加入的处理污泥上清液相当于加入了3.04 mmol/L的草酸.根据这一计算，如果分别以甲酸、乙酸或丁二酸计算，则相当于分别加入了3.04 mmol/L甲酸，0.91 mmol/L乙酸或 0.52 mmol/L 丁二酸.

图5（A）和（B）是喹啉的降解速率分别对表3项目7和项目9的数据作图.从中可以看出，它们的线性关系很好，相关系数R2分别为0.984和0.995.这表明，前述的假设是合理的.

2.6 处理和未处理污泥对喹啉生物降解的综合作用

结合表1和表2的数据，可以得出一个混合一级动力学模型：r=kuXu+kutXuXt+ktXt，

（1）式中：r 为反应速率；ku，kt，kut为分别为未处理污泥、处理污泥以及未处理污泥与处理污泥混合降解喹啉的速率常数；Xu，Xt，Xut为分别为未处理污泥、处理污泥和未处理污泥与处理污泥混合的污泥质量浓度.

式（1）表示，当处理和未处理污泥混合后，喹啉的生物降解同时受到这两种污泥的综合影响.式（1）中包括未处理污泥项（kuXu）和处理项（ktXt）以及混合项kutXuXt.

当实验仅仅用未处理污泥降解喹啉时，式（1）简化为r=kuXu.

（2） 根据表1的数据可以计算出ku值为0.009 h-1.当实验仅仅用处理后的污泥进行降解喹啉时，式（1）简化为r=ktXt.

（3） 根据表1中的数值可以计算出kt值为0.0112 h-1.比较这两种情况，处理后的污泥比未处理污泥降解喹啉的速率要高出25%.这说明电子供体的作用比生物量的作用更大，因为经过超声处理后污泥虽然损失了一部分生物活性，但是提供了更多的电子供体.

将表2的数据代入式（1），再结合前述计算得到的ku和kt值，可以得到kut = 0.0140 h-1.因此对式（1）求解得到：r=0.0091Xu+0.0140XuXt+0.0112Xt.

依据式（4）作图，可以得到图6.由图6可以看出，根据式（4）所计算的结果与实验值吻合的很好，相关系数为0.978.若忽略式（4）等号右边的中间项，则表示处理与未处理污泥混合后没有交互作用，所得的结果如图6中的双点划线所示，这个结果与实验值相差很大，相关系数仅仅为0.087.这就说明，通过在正常污泥体系中，加入适量的处理后的污泥可以明显提高喹啉的生物降解速率.该研究结果对如何加速难降解有机物污染物具有重要的理论和实践意义.

3 结 论

添加外源电子供体可以明显地加速喹啉初始的单加氧反应，而经过处理后的污泥可以释放出适量的有机质作为电子供体.虽然部分污泥的活性会受损，但电子供体对加速喹啉生物降解的作用比提高质量浓度来说更大.利用处理后的剩余污泥的上清液，可以起到提供电子供体的作用，利用剩余污泥来加速难降解有机污染物具有良好的应用前景.

参考文献：

[1] Zhu H，Han Y，Ma W，et al.Removal of selected nitrogenous heterocyclic compounds in biologically pretreated coal gasification wastewater （BPCGW） using the catalytic ozonation process combined with the two-stage membrane bioreactor （MBR） [J].Bioresource Technology，2017，245（Pt A）：786-793.

[2] Wen J，Han X，Lin H，et al.A critical study on the adsorption of heterocyclic sulfur and nitrogen compounds by activated carbon：equilibrium，kinetics and thermodynamics [J].Chemical Engineering Journal，2010，164（1）：29-36.

[3] Reineke A K，Preiss A，Elend M，et al.Detection of methylquinoline transformation products in microcosm experiments and in tar oil contaminated groundwater using LC-NMR [J].Chemosphere，2008，70（11）：2118-2126.

[4] Zhao C，Wen D，Zhang Y，et al.Experimental and mathematical methodology on the optimization of bacterial consortium for the simultaneous degradation of three nitrogen heterocyclic compounds [J].Environmental Science & Technology，2012，46（11）：6205-6213.

[5] Wang Z，Xu X，Yang F，et al.Biodegradability of some nitrogenous heterocyclic compounds and co-degradation with phenol by denitrifiers in anoxic sludge reactor [J].Water Science & Technology A Journal of the International Association on Water Pollution Research，2015，72（3）：347-353.

[6] Mestankova H，Parker A M，Bramaz N，et al.Transformation of contaminant candidate list （CCL3） compounds during ozonation and advanced oxidation processes in drinking water：Assessment of biological effects [J].Water Research，2016，93（4）：110-120.

[7] Wang J，Quan X，Han L，et al.Microbial degradation of quinoline by immobilized cells of Burkholderia pickettii [J].Water Research，2002，36（9）：2288-2296.

[8] Thomsen A B.Degradation of quinoline by wet oxidation-kinetic aspects and reaction mechanisms [J].Water Research，1998，32（1）：136-146.

[9] Miller C M，Valentine R L.Hydrogen peroxide decomposition and quinoline degradation in the presence of aquifer material [J].Water Research，1995，29（10）：2353-2359.

[10] Bai Y，Sun Q，Sun R，et al.Bioaugmentation and adsorption treatment of coking wastewater containing pyridine and quinoline using zeolite-biological aerated filters [J].Environmental Science & Technology，2011，45（5）：1940-1948.

[11] Felczak A，Bernat P，Ró z · alska S，et al.Quinoline biodegradation by filamentous fungus cunninghamella elegans，and adaptive modifications of the fungal membrane composition [J].Environmental Science & Pollution Research，2016，23（9）：8872-8880.

[12] Yan N，Chang L，Gan L，et al.UV photolysis for accelerated quinoline biodegradation and mineralization [J].Applied Microbiology & Biotechnology，2013，97（24）：10555-10561.

[13] Bai Q，Yang L，Li R，et al.Accelerating quinoline biodegradation and oxidation with endogenous electron donors [J].Environmental Science and Technology，2015，49（19）：11536-11542.

[14] Chang L，Zhang Y，Gan L，et al.Internal loop photo-biodegradation reactor used for accelerated quinoline degradation and mineralization [J].Biodegradation，2014，25（4）：587-594.

[15] Lee I S，Parameswaran P，Alder J M，et al.Feasibility of focused-pulsed treated waste activated sludge as a supplemental electron donor for denitrification [J].Water Environment Research，2010，82（12）：2316-2324.

[16] He Z W，Liu W Z，Gao Q，et al.Potassium ferrate addition as an alternative pre-treatment to enhance short-chain fatty acids production from waste activated sludge [J].Bioresource Technology，2017，247：174-181.

[17] Arias D M，Solé-Bundó M，Garfí M，et al.Integrating microalgae tertiary treatment into activated sludge systems for energy and nutrients recovery from wastewater [J].Bioresource Technology，2017，247：513-519.

[18] Zhang P，Zhang G，Wang W.Ultrasonic treatment of biological sludge：Floc disintegration，cell lysis and inactivation [J].Bioresource Technology，2007，98（1）：207-210.

[19] Hall J E，Zmyslowska A.Development of sludge treatment and disposal strategies for large conurbations：Case study—warsaw [J].Water Science & Technology，1997，36（11）：291-298.

[20] Ke Y，Ning X A，Liang J，et al.Sludge treatment by integrated ultrasound-fenton process：characterization of sludge organic matter and its impact on PAHs removal [J].Journal of Hazardous Materials，2017，343：191-199.

[21] Zhang H S，Banaszak J E，Parameswaran P，et al.Focused-pulsed sludge pre-treatment increases the bacterial diversity and relative abundance of acetoclastic methanogens in a full-scale anaerobic digester [J].Water Research，2009，43（18）：4517-4526.

[22] Dytczak M A，Londry K L，Siegrist H，et al.Ozonation reduces sludge production and improves denitrification [J].Water Research，2007，41（3）：543-550.

[23] Sui P，Nishimura F，Nagare H，et al.Behavior of inorganic elements during sludge ozonation and their effects on sludge solubilization [J].Water Research，2011，45（5）：2029-2037.

[24] Pei J，Yao H，Wang H，et al.Comparison of ozone and thermal hydrolysis combined with anaerobic digestion for municipal and pharmaceutical waste sludge with tetracycline resistance genes [J].Water Research，2016，99：122-128.

[25] Abelleira J，Pérezelvira S I，Portela J R，et al.Advanced thermal hydrolysis：optimization of a novel thermochemical process to aid sewage sludge treatment [J].Environmental Science & Technology，2012，46（11）：6158-6166.

[26] Zhou Z，Yang Y，Li X，et al.Characterization of drinking water treatment sludge after ultrasound treatment [J].Ultrasonics Sonochemistry，2015，24：19-26.

[27] Zhang H，Bruns M A，Logan B E.Perchlorate reduction by a novel chemolithoautotrophic，hydrogen-oxidizing bacterium [J].Environ Microbiology，2002，4（10）：570-576.

[28] American Public Health Association （APHA）.Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater [M].22nd ed.Washington D.C.：American Water Works Association and Water Pollution Control Federation，2001.

[29] Tang Y，Zhang Y，Yan N，et al.The Role of electron donors generated from UV photolysis for accelerating pyridine biodegradation [J].Biotechnology and Bioengineering，2015，112（9）：1792-1800.

（責任编辑：郁 慧）