污泥超高温堆肥衍生胡敏酸对Pb2+的结合机制

李昕，杨早，钟欣茹，韩昊轩，庄绪宁，白建峰，董滨，3，徐祖信

（1 同济大学环境科学与工程学院，上海 200092；2 上海第二工业大学资源与环境工程学院, 上海 201209；3 中国长江三峡集团有限公司长江生态环境工程研究中心，北京100038）

污水污泥（以下简称污泥）是废水处理的副产品，理论上可富集高达进水中30%～40%的有机碳，85%～95%的总磷以及20%～30%的总氮[1-2]。研究发现污泥及其稳定化产物中含有丰富的溶解性有机物（DOMs），能够直接参与重金属的络合过程[3]。当污泥产物施用于土壤时，DOMs可以络合固定土壤中的重金属，因此污泥稳定化产物可以用于修复重金属污染的土壤。将污泥作为矿山等重金属超标的土地修复基质既有效利用污泥中的碳氮磷资源，又可利用污泥在生物稳定化过程中产生的功能有机物络合固定土壤中的可迁移态重金属，实现污泥的资源化利用，近年来在南京、昆明、六安等地得到应用[4-6]。

DOMs 与重金属的络合能力高度依赖于DOMs的结构和组成，DOMs中的类腐殖质物质已被证明比类蛋白质组分表现出更好的络合能力[7-8]，污泥DOM 中腐殖质在与重金属的络合中起主导作用[9]。作为污泥处理的重要生物技术，好氧堆肥可以将有机物质转化为相对稳定的腐殖质，增强产物对重金属（Cd2+、Ni2+）的吸附能力[10-11]。超高温堆肥由于独特的嗜热微生物群落而存在≥80℃的超高温阶段，最高温度可超过90℃。研究表明，超高温堆肥显著提高了堆肥产品的腐熟度，腐殖化效果优于传统好氧堆肥[12]。因此超高温堆肥成为一种具有前景的污泥处理生物技术，将污泥转化为理想的稳定化产物作为土壤改良剂。

Pb 是典型可迁移态重金属之一，进入土壤后会随着地下水迁移，Pb 具有致癌、致畸和致突变的作用，会对人体中枢神经中枢系统、消化系统、心血管系统以及肾脏等造成伤害[13]。腐殖质作为与重金属吸附的关键物质，好氧发酵过程中腐殖质的结构、官能团等会发生明显的变化，因此评估堆肥产品中腐殖质与重金属的解吸或络合是非常值得关注的。其中，腐殖质主要包括胡敏酸（HA）和富里酸（FA），HA分子量较FA大，与金属发生结合时形成的螯合效应较多，故形成的复合物稳定性较大[14-15]。迄今为止，关于超高温堆肥不同时期样品衍生的腐殖质对典型可迁移态重金属的络合过程性能的研究较少。

综上所述，本文分别以胡敏酸（HA）和Pb2+为作为污泥稳定化产物中典型的DOM和重金属，利用吸附试验对比研究来源于超高温堆肥（HTC）、高温堆肥（TC）不同时期样品和生污泥（RS）的HA与Pb2+的络合效应，利用碳-13核磁共振（13C NMR）、傅里叶红外二维相关光谱（FTIR-2DCOS）和移动窗口二维相关（MW2D）分析，揭示堆肥中HA 与Pb2+络合官能团的变化，以期推动超高温堆肥产品应用于重金属污染土壤的潜在能力。

1 材料与方法

1.1 实验材料

生污泥取自某污水处理厂，使用前储存在4℃冰箱中。小麦秸秆取自某农产品加工厂，平均直径为0.9～1cm，作为辅料以调节含水率。分别从超高温堆肥厂和普通高温堆肥厂收集腐熟料。实验材料的理化性质如表1所示。

表1 实验材料的基本理化性质

堆肥过程在实验室反应器中进行，每个反应器在受控环境温度下的总工作体积为75L。本研究预实验确定了原料的最佳配比，本研究中生污泥、小麦秸秆和腐熟料质量比为69∶3∶28。每种混合物在反应器中堆肥49 天，每7 天翻混一次。分别从HTC 和TC中获得第7天、21天、35天、49天的样品，并且使用堆肥原料RS 作为对照。所有样品冷冻干燥、研磨过筛后，参照国际腐殖酸协会（IHSS）推荐的方法提取纯化HA[16]。

1.2 试验方法

1.2.1 等温吸附试验

用0.01mol/L NaNO3为背景电解质，配制pH=4.0，质量浓度分别为0、90mg/L、150mg/L、300mg/L、500mg/L、800mg/L 和1200mg/L 的Pb(NO3)2溶 液；利用分析天平准确称取0.0200g 胡敏酸，放置于50mL聚乙烯离心管中，将20mL上述不同质量浓度的Pb(NO3)2溶液分别加入，然后在25℃、220r/min条件下振荡24h，振荡完后在8000r/min 离心20min，用0.45µm乙酸纤维滤膜过滤上清液，采用原子吸收法测定滤液中Pb2+浓度。由于HAs 与Pb2+的吸附主要为化学吸附过程，因此等温吸附试验所得数据采用Langmuir模型进行拟合[17-18]。

1.2.2 表征分析

13C NMR 实验是在Bruker AVANCE NEO 400 WB 光谱仪上进行的，该光谱仪在13C 下以100.6MHz运行，7.0mm双共振MAS探头用于实验，旋转速率设置为5kHz。在13C NMR实验中，交叉极化时间为1.0ms，循环延迟设置为0.7s，采集时间为7ms。实验中使用TOSS 序列来抑制自旋边带。使用金刚烷校准13C化学位移（δ=38.5）。

为了获得Pb2+结合HAs 的组成和结构变化信息，FTIR 光谱结合2DCOS 分析以Pb2+浓度作为外部扰动进行。一般的2DCOS 和MW2D 分析分析是使 用2D Shige 软 件（Kwansei-GakuinUniversity,Japan）产生的。软件中使用2DCOS 算法的信息已由Noda和Ozaki[19]解释。选择窗口的大小为3（2m+1）以产生清晰的MW2D光谱[20]。

1.3 数据统计

数据分析、等温吸附曲线和二维红外光谱的处理均使用OriginPro 2021软件进一步绘制。

2 结果与讨论

2.1 HAs对Pb2+的吸附性能

为了探讨HTC 和TC 不同时期样品的HAs 对Pb2+的吸附特征，采用Langmuir 等温吸附方程[式(1)]进行研究。

式中，qe为吸附平衡时的吸附量，mg/g；qm为理论最大吸附容量，mg/g；Ce为平衡时的溶液浓度，mg/L；KL为Langmuir常数，L/mg。

图1 和表2 分别记录了等温吸附拟合曲线和相应的拟合参数。Langmuir 模型适用于分析化学吸附，因为化学吸附一般是单分子层吸附[21]。通过Langmuir 模型拟合结果可知，RS、TC 和HTC 不同时期的HAs对于Pb2+吸附曲线拟合参数有明显差异（图1 和表2）。邱勇等[22]研究了土壤胡敏酸对于Pb2+、Cu2+的吸附特性，结果表明其提取的胡敏酸对Pb2+的吸附符合Langmuir 模型；HAs 与重金属的络合效应很大程度上取决于HAs 的结构和组成[7]，Liu 等[12]研究发现，超高温堆肥会增强HAs 的芳香化，即改变HAs 的性质。因此，HTC 与TC 的HAs对于Pb2+的吸附拟合参数有差异，应是因为HTC与TC 的HAs 性质不同。此外，对Langmuir 模型拟合中理论最大吸附量（qm）值进行比较可知，HTC和TC 样品的HAs 对Pb2+的最大吸附量会随着堆肥进行而逐渐增大，最终HTC 的堆肥产品（49 天）的qm高于TC。HTC和TC不同时期样品衍生HAs的含量有较大差异[图1(c)]，HTC 样品衍生HAs 的含量高于TC，且均在21天时达到最高值。不同时期样品衍生HAs对Pb2+的吸附量取决于HAs含量和qm的变化。如图1(d)所示，单位干基的HTC不同时期样品衍生HAs 对Pb2+的吸附量明显高于TC，在21 天均达到最高值。在第21天样品中，TC衍生HAs 对Pb2+的吸附量（以干基计）为17.3mg/g，HTC 衍生HAs 对Pb2+的吸附量（以干基计）为29.6mg/g，比TC 高70.7%。两种堆肥衍生HAs 吸附量的差异可能是由于HTC促进堆肥腐殖化进程[12]，促进铅离子与胡敏酸表面或内部氧原子形成较强的共价键[23]。不同来源的HAs 均含有多种官能团结构，其中羧基、羟基、酚羟基和酮等对重金属具有较高亲和力[24]。因此为了进一步解释HTC与TC的吸附差异，需要进一步分析HAs 的官能团差异、与Pb 结合时的官能团变化。

图1 HAs对Pb2+的吸附等温线和吸附量

表2 HAs对Pb2+的等温吸附方程Langmuir模型拟合参数

2.2 堆肥过程中HAs的碳骨架演替规律

HAs 中的氧化官能团是聚电解质特性的来源，这些特性使HAs 能够充当各种金属离子的络合剂[25]。解析HAs的化学结构对于了解HAs与有机或无机污染物的相互作用至关重要。13C NMR技术提供了有关分子中存在的有机基团类型的重要信息，可以表征HAs 的结构[26-27]。13C NMR 光谱表明存在许多类型的碳，包括脂肪族、碳水化合物、芳香族和羧基碳等[28]。表3显示了光谱积分区域和样品中HAs 的不同类型碳百分比。HTC 和TC 样品衍生HAs的芳香碳和酚醛碳占比随着堆肥进行而逐渐增加，最终HTC 堆肥（49 天）衍生HAs 的芳香碳和酚醛碳结构占比高于TC 堆肥（图2 和表3）。HTC和TC 不同时期样品衍生HAs 的结构有较大差异（图2和表3）。其中在21天时，HTC和TC衍生HAs的芳香碳占比分别为15.01%和14.32%。通过数据对比发现，前期（0～21 天）HTC 的芳香碳增加比TC 更快速。上述结果表明，HTC 促进堆肥腐殖化进程和增加芳香化结构。

表3 RS、TC、HTC中 HAs的13C NMR光谱中特征碳的分布（%）

13C NMR 数据提供的证据表明，HTC 和TC 样品衍生HAs 具有大量含氧基团，它们主要负责金属物质的络合[25]。如表3 所示，与TC 样品相比，HTC 样品的芳香族和酚基含量更高。同时，TC 的羟基含量更高。根据Tan[25]的研究结果，HAs 的络合能力很大程度上取决于存在的官能团浓度以及所涉及的金属种类。综上所述，HAs的官能团差异会导致其对于相同的金属种类具有不同络合能力。

2.3 FTIR-2DCOS解析HAs与Pb2+结合机制

堆肥样品HAs的官能团结构复杂，仅用傅里叶红外（FTIR）分析会存在多个吸收峰之间重叠的问题，二维相关光谱（2DCOS）分析能够将特征峰光谱信号拓展到第二维度，从而解决了HAs官能团重叠问题[29]，为了了解络合Pb2+后官能团的变化顺序，结合吸附量的变化分析（图1），选取HTC和TC中发酵第21天的样品来进行FTIR-2DCOS测试，分析了FTIR-2DCOS 的1750～750cm-1区域，HAs 与Pb2+结合的同步和异步光谱如图3所示。在RS中HAs与Pb2+络合的FTIR-2DCOS同步光谱图存在7个自相关峰，分别在1736cm-1/1736cm-1、1672cm-1/1672cm-1、1514cm-1/1514cm-1、 1381cm-1/1381cm-1、 1225cm-1/1225cm-1、982cm-1/982cm-1、868cm-1/868cm-1处；在TC 中HAs 与Pb2+络合的同步光谱图的1738cm-1/1738cm-1、1523cm-1/1523cm-1、1383cm-1/1383cm-1、1184cm-1/1184cm-1、 995cm-1/995cm-1、 889cm-1/889cm-1、798cm-1/798cm-1处存在7 个自相关峰；在HTC 中HAs 与Pb2+络合的同步光谱图的1736cm-1/1736cm-1、1585cm-1/1585cm-1、1504cm-1/1504cm-1、1385cm-1/1385cm-1、 1319cm-1/1319cm-1、 1176cm-1/1176cm-1、 1093cm-1/1093cm-1、 764cm-1/764cm-1处存在8个自相关峰（表4）。同步光谱中自相关峰为正，表明该峰代表的官能团随着Pb2+浓度增加变化一致，表明与Pb2+发生结合[30]。

表4 RS、TC、HTC中HAs与Pb2+络合的同步光谱和异步光谱中交叉峰的信号值

各红外光谱对应波段的归属如下[7,31-37]：1738cm-1、1736cm-1和982cm-1归因于羧基O—C= = O振动；1672cm-1为COO-对称拉伸振动；1585cm-1代表羧酸盐；1523cm-1和1514cm-1是蛋白质酰胺Ⅱ的N—H振动引起的；1504cm-1均是芳香族C= = C伸缩振动产生；1385cm-1、1383cm-1和1381cm-1可归类于酚中O—H 键变形振动产生；1319cm-1源于芳香族伯胺和仲胺C—N 拉伸；1225cm-1归类于酚类C—O 拉伸；1184cm-1和1176cm-1处吸收峰可表示非结构碳水化合物（如杂多糖）的C—OH 振动；1093cm-1和889cm-1归 因 于 多 糖C—OH 振 动；995cm-1源于不饱和烃的C—H 变形振动；868cm-1为碳水化合物引起的；798cm-1和764cm-1源于伯胺的N—H振动。

通过识别RS、TC 和HTC 的同步图和异步图（图3），获得HAs 与Pb2+结合的特征官能团的光谱特征，如表4 所示。根据Noda 和Ozaki[19]的规则，RS 的HAs 与Pb2+结合过程的官能团变化顺序为1514cm-1＞ 1672cm-1＞ 1225cm-1＞ 1736cm-1＞ 868cm-1＞1381cm-1＞982cm-1，即结合过程的顺序为酰胺Ⅱ的N—H→COO-对称拉伸振动→酚类C—O 拉伸→羧基O—C= = O→碳水化合物→酚羟基→羧基O—C= = O；TC 的HAs 与Pb2+结合过程的官能团变化顺序为：1738cm-1＞798cm-1＞889cm-1＞995cm-1＞1184cm-1＞1383cm-1＞1523cm-1＞1184cm-1，即 结 合 顺序为羧基→伯胺的N—H→多糖的C—OH→不饱和烃类的C—H→非结构碳水化合物（如杂多糖）C—OH→酚羟基→蛋白质酰胺Ⅱ的N—H→非结构碳水化合物（如杂多糖）的C—OH；HTC 的HAs与Pb2+结合过程的官能团变化顺序为1176cm-1＞1093cm-1＞ 1385cm-1＞1319cm-1＞1585cm-1＞1504cm-1＞1736cm-1＞ 764cm-1＞ 1176cm-1＞1093cm-1＞1319cm-1，即结合顺序为非结构碳水化合物（如杂多糖）C—OH→多糖的C—OH→酚羟基→芳香族伯胺和仲胺C—N→羧酸盐→芳香碳C= = C 拉伸→羧基O—C= = O→伯胺的N—H 振动→非结构碳水化合物（如杂多糖）的C—OH→多糖的C—OH→芳香族伯胺和仲胺C—N。

与堆肥衍生的HAs 相比，蛋白质酰胺在RS 样品中提供了更快的响应。在TC 堆肥样品中，羧基是对添加Pb2+最敏感的基团。在HTC中，多糖类物质响应较快，除多糖类物质外，还发现HTC 衍生HAs的酚类基团可以快速与Pb2+结合，是参与结合的主要官能团。有研究表明，可以形成高度稳定环状结构的酚类是堆肥中参与Pb2+络合的主要基团[38-39]。上文13C NMR 的结果也表明，HTC 衍生HAs 的酚基碳含量更高（表3）。综上所述，与TC相比，HTC 中的腐殖化程度更高并且含有更多的酚类基团，因此可以解释为何HTC 衍生的HAs 可以结合更多的Pb2+。

2.4 MW2D 分析

尽管FTIR 可以判定发生振动的官能团，但是FTIR-2DCOS分析不能直观反映光谱变量和外部扰动变量之间的相关关系。MW2D可以作为一种补充分析，提供外部扰动的特定结构的变化特征[27,40]。引入MW2D分析以直观地观察光谱强度随Pb2+浓度增加而显著变化的特定区域，以进行明确的解释。

RS 样品的MW2D 分析[图4(a)]表明，蛋白质酰胺Ⅱ的N—H 和羧基O—C= = O 基团在Pb2+浓度增加过程中会不断与其结合。酚类C—O 和酚羟基基团对添加90mg/L的Pb(NO3)2更敏感，而碳水化合物的敏感性提高是在Pb(NO3)2增加到300mg/L时。其中，酚类和羧基的构象转变点相比蛋白质酰胺和碳水化合物更多[图4(a)]。因此，酚类和羧基在Pb2+与RS的HAs 结合过程中更重要。TC 样品的MW2D 分析[图4(b)]表明，添加90mg/L 的Pb(NO3)2时，羧基、非结构碳水化合物、酚羟基和蛋白质酰胺Ⅱ的N—H 会出现构象转变点。伯胺N—H 的构象转变点会出现在Pb(NO3)2浓度在300mg/L时。当Pb(NO3)2浓度在500mg/L 时，多糖的C—O 和不饱和烃类的C—H 基团的构象转变点会出现。其中，酚羟基和非结构碳水化合物的构象转变点会更多[图4(b)]。因此，酚羟基和非结构碳水化合物在Pb2+与TC 衍生HAs 的结合过程中更重要。HTC 样品的MW2D分析[图4(c)]表明，添加90mg/L 的Pb(NO3)2时，羧基和酚羟基更为敏感。芳香族基团的构象转变点会出现在Pb(NO3)2浓度在300mg/L 时。当Pb(NO3)2浓度在500mg/L 时，羧酸盐、芳香族基团、酚羟基、多糖和非结构碳水化合物的构象转变点会出现。其中，酚羟基和芳香族基团的构象转变点会更多[图4(c)]。因此，酚羟基和芳香族基团是Pb2+与HTC 衍生HAs 结合过程中的重要官能团。同时，在堆肥过程中，HTC 衍生HAs 的酚基和芳香族基团都明显增加，HTC 衍生HAs 的芳香化高于TC 衍生HAs（图2和表3）。因此，与TC相比，HTC的腐殖化程度高于TC 可以解释HTC 结合的Pb2+的理论最大吸附量更高。

图4 HAs与Pb2+结合的MW2D图

3 结论

通过超高温堆肥与传统高温堆肥产物中HAs与重金属结合特性的对比研究，对于评估超高温堆肥的土地利用价值至关重要。Langmuir模型拟合结果表明， HTC 和TC 样品的HAs 对Pb2+的理论最大吸附量会随着堆肥进行而逐渐增大，最终HTC 的堆肥产品（49 天）的理论最大吸附量高于TC。同时，单位质量的RS、TC和HTC不同时期样品衍生HAs 对Pb2+的吸附量计算结果表明，HTC 和TC 衍生HAs 对Pb2+的吸附量（以干基计）在21天均达到最高值，TC的吸附量为17.3mg/g，HTC的吸附量为29.6mg/g，比TC 高70.7%。最终HTC 堆肥（49 天）衍生HAs的芳香碳和酚醛碳结构占比高于TC堆肥。其中在21天时，HTC和TC衍生HAs的芳香碳占比分别为15.01%和14.32%。通过数据对比发现，前期（0～21 天）HTC 的芳香碳增加比TC 更快速。FTIR-2DCOS和MW2D结合的分析方法可以作为一种有效的方法了解重金属与HAs 在环境中的结合特性。FTIR-2DCOS 分析指出，蛋白质酰胺在RS样品中提供了更快的响应，羧基是TC 堆肥样品中对添加Pb2+最敏感的基团，多糖类物质在HTC中响应较快。MW2D分析表明，酚羟基和芳香族基团是Pb2+与HTC 衍生HAs 的结合过程中重要的官能团。因此，HTC 的腐殖化程度高于TC 可以解释HTC 结合Pb2+的理论最大吸附量更高。基于上述认识，可知相比于RS和TC直接施用于土地，HTC具有更高的腐殖化程度从而对重金属有更好的结合性能，因此HTC 更有利于污泥的高效土地利用。未来在污泥进行土地利用时，可以将HTC 作为优先选择的无害化处理手段。