好氧堆肥污泥农用后溶解性有机质释放特征

时聪慧, 张瑞昌, 2*, 朱书法, 李欣彤, 周新全,张 宁, 荣 亮, 杨丽珍, 魏学锋, 2*

1. 河南科技大学化学化工学院, 河南 洛阳 471023

2. 有色金属新材料与先进加工技术省部共建协同创新中心, 河南 洛阳 471023

3. 中国五洲工程设计集团有限公司, 北京 100053

引 言

随着经济发展和城市化进程推进, 生活污水排放量日益增加, 产生的剩余污泥也随之增多。 目前污泥的主要处理方式包括卫生填埋、 焚烧利用、 资源化利用(土地利用和建材利用)等。 土地利用是废弃物资源化利用和能量物质再循环的有效方式, 主要涉及污泥农用、 林用和土壤改良等领域, 是市政污泥的重要处理处置方法。 我国城市污泥有机质的含量高达384 g·kg-1, 施入农田后可向植物和土壤提供N、 P、 K和有机质等营养物质, 改善土壤的理化性质[1]。 2019年我国发布《农用污泥污染物控制标准》(GB 4284—2018), 规定经过无害化处理达标后的城镇污水处理厂污泥产物可用于耕地、 园地、 牧草地等。

在地表或垂直径流作用下, 农用后的污泥会释放出溶解性有机质(DOM)。 通常, DOM在土壤中污染物的界面运移和归趋中扮演重要角色, 可显著改变污染物的生物可利用性[2-4]。 研究表明, DOM分子量大小、 芳香物质含量、 官能团组成、 亲疏水性等性质很大程度上决定其与重金属、 有机污染物、 纳米材料、 微塑料等污染物之间的相互作用, 决定污染物在土壤中的迁移转化及生态效应[5-7]。 因此, 揭示污泥农用后DOM的释放特征, 是准确评估和预测土壤中共存污染物环境行为和生态效应的关键, 对指导污泥的资源化利用具有重要意义。

有机质来源和土壤环境条件都会显著影响土壤有机质的组成[7-8]。 已有研究模拟小麦、 玉米、 水稻和油菜秸秆还田或在水环境中释放DOM的过程[8-9], 有研究发现, 水稻和油菜还田后在不同腐解阶段释放的DOM分子量、 芳香性、 物质组成、 主要官能团等性质呈现较大差异。 相比之下, 目前关于污泥农用释放DOM组成和结构的研究仍不充分。 本研究以无害化堆肥处理后的市政污泥为材料, 通过紫外-可见光谱(UV-Vis)、 傅里叶红外光谱(FTIR)、 三维荧光光谱(3D-EEM)、 核磁共振等技术(NMR), 分析污泥农用后释放DOM的化学结构特征, 可为农田系统中污染物的环境行为和生态效应研究提供理论基础, 对污泥资源化利用具有重要指导意义。

1 实验部分

1.1 样品采集

污泥取自河南省洛阳市某污泥处理厂, 为洛阳市内某市政污水处理厂脱水污泥经好氧堆肥工艺(SACT隧道仓堆肥工艺)处理后的污泥。 污泥含水率为7.65%, pH值为7.23, 灼烧减量法(HJ 761-2015)测定有机质含量为297 g·kg-1。 污泥风干后, 过10目不锈钢标准筛, 装入聚乙烯样品袋中, 置于冰箱中4 ℃保存。

试验土壤取自河南省洛阳市洛宜快速通道附近的玉米种植农田, 采集方法为五点取样法, 采样深度为10～15 cm。 挑出石块和杂物, 土壤过10目不锈钢标准筛后装入聚乙烯样品袋中, 置于冰箱中4 ℃保存。

1.2 菌种提取

取15 g新鲜土壤置于250 mL锥形瓶中, 加入100 mL去离子水, 将锥形瓶置于恒温振荡器, 150 r·min-1、 25 ℃条件下振荡2 h, 静置。 上清液过0.45 μm玻璃纤维微孔滤膜, 滤液即为试验所需菌种液。

1.3 污泥农用模拟试验

取3 g污泥置于50 mL锥形瓶中, 加入30 g酸洗干净石英砂作为微生物的惰性基质, 再加入5 mL菌种液和20 mL去离子水, 纱布封口。 将锥形瓶置于恒温振荡器, 在135 r·min-1、 25 ℃条件下避光振荡1 h, 然后25 ℃条件下避光静置培养, 差重法补充蒸发散失水分。 设置空白对照组, 即只加入菌种液、 石英砂和去离子水。 分别在0.5、 1、 3、 5、 7、 15、 20、 30和60 d取样, 获得污泥释放的DOM, 每次取样均设置两组平行。

取样时, 用60 mL去离子水少量多次洗涤污泥和石英砂, 将所得溶液混合均匀。 先用纱布去除大颗粒杂质, 再过0.45 μm玻璃纤维微孔滤膜, 所得滤液即为DOM, 置于4 ℃保存备用。

1.4 DOM的表征与光谱分析

通过总有机碳分析仪(岛津TOC-VCPH)测定DOM的溶解有机碳(DOC), DOM的所有浓度都以DOC浓度表示。

UV-Vis(普析TU-1901)扫描波长范围为190～800 nm, 扫描间隔1 nm; 250与365 nm处吸光度的比值, 记为E2/E3; 波长范围275～295 nm拟合得到的曲线光谱斜率, 记为S275～295; 波长范围275～295和350～400 nm拟合得到的曲线光谱斜率的比值, 记为SR; 254 nm处的吸光度值与DOC浓度的比值, 记为SUVA254。

3D-EEM(日立F7000)的扫描范围激发波长λex=200～450 nm, 发射波长λem=250～600 nm, 狭缝宽度为5 nm。 自生源指数BIX为激发波长310 nm处, 发射波长380与430 nm处荧光强度的比值; 荧光指数FI为激发波长370 nm处, 发射波长470与520 nm处荧光强度的比值; 腐殖化指数HIX为激发波长254 nm处, 发射波长435～480 nm下的峰面积与300～345和435～480 nm下峰面积和的比值。 3D-EEM的平行因子(PARAFAC)分析通过使用MATLAB R2019b中的DOMFluor工具箱(http://www.models.life.ku.dk)进行。 每个DOM样品扣除纯水数据, 并进行拉曼归一化后, 再通过残差分析, 拆半检验分析和随机初始化分析等验证污泥DOM中适当的组分量。

剩余的DOM溶液冷冻干燥得到DOM固体。 将DOM固体粘结在导电胶上, 用扫描电子显微镜(SEM, 岛津FlexSEM-1000)进行形貌观察; 去离子水溶解DOM固体, 通过凝胶渗透色谱(GPC, 岛津LC20/RID-20)获得DOM分子量; 测1H NMR(布鲁克400 MHz AVANCE Ⅲ HD)时, 用氘代水作为溶剂, 以四甲基硅烷作为内标物校准化学位移; 将DOM粉末与KBr混合研磨, 压片后获得FTIR图谱(岛津IRTracter-100)。

2 结果与讨论

2.1 DOM形貌变化

污泥DOM冷冻干燥后, 在外观和颜色上表现出明显差异。 第0.5 d DOM样品呈深褐色, 较为粘稠的固体; 20 d DOM样品呈浅黄色, 较为松散的絮状固体; 与20 d DOM样品相比, 60 d DOM样品颜色更浅, 形状更为松散。 如图1(a—c)所示, 污泥释放DOM冷冻干燥后的微观形貌也存在明显的变化。 第0.5 d DOM样品为堆积型致密块状物, 而第20和60 d样品为不规则松散物质。 形貌是DOM分子结构和性质的外在体现, 形貌的变化也表示出污泥还田后60 d内释放的DOM分子在性质上存在较大差异。

图1 污泥释放DOM的微观形貌

2.2 DOM释放量变化

DOM的释放量常用DOC来指示, 通常DOM的浓度是DOC的2倍。 空白DOC浓度占第0.5 d DOC的9.41%, 在微生物处理下, 空白有机质的浓度可能会持续降低。 污泥在0～60 d DOC释放量(未扣除空白)的变化如图2所示。 污泥DOC释放呈现先上升后稳步下降的趋势。 在0～15 d内, DOC释放量由4.25升高至6.17 mg·g-1污泥, 此后趋于稳定并在第60 d逐渐下降至4.63 mg·g-1污泥。 有研究发现, 秸秆还田后, DOC释放量在前期会出现一个下降阶段, 分析认为环境中微生物的快速增值, 消耗了秸秆释放的大量易分解的有机质。 本研究中, 污泥中的易降解组份大都在堆肥过程中被分解, 0～15 d阶段主要是污泥有机质的缓慢溶解过程, 溶解趋于稳定后, 微生物对大分子有机质的降解导致DOC缓慢下降。 研究发现, 模拟旱地条件下, 水稻和油菜秸秆释放的DOC量分别为5.93～12.4和2.69～10.8 mg·g-1秸秆, 模拟水田条件下, 水稻和小麦秸秆释放的DOC量分别为24.3～53.6和12.1～27.8 mg·g-1秸秆[9]。 本研究污泥模拟旱地农用释放的DOC量(4.25～6.22 mg·L-1)与秸秆在模拟旱地条件下DOC释放量相当, 低于秸秆在模拟水田条件下的释放量, 这与高含水率条件下微生物活性高有关。 污泥农用会给土壤带来一定的有机质补充, 同时释放的DOM也会对土壤中污染物的行为产生影响。

图2 污泥释放DOC的变化

2.3 紫外-可见光光谱特征和分子量变化

DOM是含有碳水化合物(如氨基酸、 富里酸等)的异质混合物, 组成复杂, 很难直接测定或描述出其确切的分子或结构信息。 紫外-可见光谱E2/E3、S275～295、SR和SUVA254等指标可以指示DOM的分子量和结构。

大量研究表明,E2/E3、S275～295、SR与DOM的分子量成反比[5]。 如图3(a)、 (b)和(c)所示, 污泥E2/E3、S275～295、SR指数整体上呈现出下降趋势, 说明污泥释放出DOM分子量逐渐升高; 对比GPC测定的DOM分子量信息(表1), 污泥DOM重均分子量Mw由0.5 d时2 674 g·mol-1的逐渐升高为60 d的129 026 g·mol-1, 本研究中E2/E3、S275～295、SR整体上可以指示污泥释放DOM的分子量变化信息。 尽管污泥在好氧堆肥过程中耗尽了易降解小分子DOM, 污泥还田后微生物仍会选择分子量相对较小的DOM作为可用碳源, 小分子组分的陆续降解, 逐渐升高DOM分子的Mw值。 另外可能存在的腐殖化过程, 也会导致分子量的增加。

表1 污泥DOM分子量及荧光指数

图3 污泥释放DOM紫外光谱特征值

SUVA254与DOM分子的芳香性有关, SUVA254值越大表明DOM的芳香性程度越高[5]。 如图3(d)所示, SUVA254整体呈现增加的趋势, 表明污泥在还田后释放的DOM分子中芳香性物质含量逐渐升高。 在第0.5～5 d, 随着微生物繁殖, 相对分子量较小的DOM被降解, 导致芳香性DOM快速积累; 当相对分子量较小的DOM被分解完, 前期积累的芳香性DOM成为微生物的碳源, 导致第5～10 d的SUVA254出现下降趋势。 污泥还田后, 相对小分子物质的降解和腐殖化进程的共同作用下, 导致芳香性物质的积累。

还田后污泥释放DOM不仅在量上存在变化, 在分子量和芳香性指标上也存在变异, 可能导致共存污染物的环境行为随之改变。

2.4 三维荧光光谱特征变化

荧光光谱法可以揭示DOM中有机成分的差异。 3D-EEM光谱中特定峰值归因于特定类型DOM分子所产生的特定荧光团的出现[10]。 观察到的荧光可以是单个荧光团贡献叠加信号的函数, 也可以是相互作用的荧光团之间分子内电荷转移机制的函数[11]。 污泥DOM的EEM光谱图见图4, 根据文献将EEM光谱分为(a—e)5个区域, 从Ⅰ到Ⅴ分别为类酪氨酸、 类色氨酸、 类富里酸、 类可溶性微生物副产物和类腐殖质物质[10, 12-14]。 由图4可知, 在整个过程中未发现类蛋白峰, 说明污泥中易降解组分在农用前的堆肥过程中被耗尽[15]。 污泥DOM荧光峰主要出现在区域Ⅲ(类富里酸)和Ⅴ(类腐殖质)。 类富里酸和类腐殖质荧光峰的产生与DOM中的芳香族物质或共轭系统有关, 尤其是羧基、 羰基和酚羟基等官能团。 整个过程中, 类富里酸峰和类腐殖质峰荧光强度逐渐增强, 表明污泥农用后释放的DOM中这两类物质逐渐积累, 整体上呈现腐殖化趋势。

图4 污泥释放DOM的3D-EEM图

利用PARAFAC对污泥DOM的三维荧光光谱进行模拟, 最终分解出三个不同的荧光组分[图5(a—f)], 分别为组分C1、 C2和C3。 C1(Ex/Em: 240, 320/415 nm)的荧光特征类似于类富里酸[12]; C2(Ex/Em: 265, 370/460 nm)和C3(Ex/Em: 210, 220, 330/440 nm)的荧光特征类似于类腐殖质[16]。 相对于C1, C2和C3出现红移, 其腐殖质成分具有分子量高, 分子结构共轭度以及化学稳定性更高的特点。 荧光成分的最大荧光强度值(Fmax)可以评估各组分的相对水平。 如表2所示, 随时间延长, 污泥DOM的C1和C3组分分别呈现下降和上升的趋势, 表明类富里酸物质在微生物作用下转变为类腐殖质, 导致污泥农用后释放的DOM中腐殖质逐渐积累。 3D-EEM图是荧光基团叠加而成, 信号重叠可能导致真正的峰值位移, 会阻碍DOM中不同荧光峰值的视觉定位。 而PARAFAC能将DOM中各组分识别出来, 利用Fmax评估各组分的相对水平。 PARAFAC分析三维荧光可能更直接有效。

表2 污泥释放DOM的最大荧光强度值(Fmax)中C1、 C2和C3的相对丰度

图5 PARAFAC模型输出三个荧光组分(a、 c和e)和相应的激发/发射负载(b、 d和f)

荧光指标(BIX、 FI和HIX)通常用于表征DOM的类型和来源[13]。 BIX通常与DOM的来源相对应, 较低的BIX值表示DOM主要是陆地来源的输入[17]。 在整个降解过程的DOM的BIX值都小于1, 表明污泥的DOM主要来自陆地来源, 如动物分解残留物和植物凋落物等。 FI常被用来表示DOM的来源, 不同时期的污泥DOM的FI值为2.40～2.51, FI>1.9表明DOM主要由细菌和藻类活动产生, 是自生源输入[18]。 HIX可用于表征有机质的腐殖化程度, 其值与有机质腐殖化程度呈正比, 一般认为, HIX>0.8时, 腐殖化程度较高[18]。

2.5 傅里叶变换红外光谱特征变化

图6 污泥释放DOM的FTIR图

2.6 核磁共振波谱特征变化

核磁共振(NMR)波谱是研究DOM中官能团的方法之一。1H NMR可以提供DOM中不可交换的结构质子分布信息, 以量化DOM的芳香性和腐殖化程度[19]。 图7为(0～60尺)污泥DOM的1H NMR谱图。 其中, 化学位移4.5～6.25 ppm区域是溶剂氘代水的吸收峰。 如表3所示, DOM样品中芳香结构中H的含量呈现增加趋势, 与SUVA254结果一致, 表明污泥农用后释放的DOM中芳香性物质不断积累。 然而,1H NMR结果显示在第0.5～60 d DOM样品中芳香结构中H的含量始终低于2%, 表明污泥DOM中的芳香族化合物较少, 与光谱结果中DOM分子腐殖化程度高相矛盾。 究其原因,1H NMR只能指示DOM中H的信息, 无法指示部分不含H的芳香结构信息。 在第0.5～60 d DOM样品中硫醚的H或连N的C上H的含量持续降低, 从22.2%被消耗至11.2%。 含氮有机质可以影响微生物合成蛋白质和核酸, 因此微生物主要以含氮和含硫的有机质作为碳源和氮源。 硫醚类和含氮有机质最终被转化为醇类、 酯类和芳香类物质等, 此过程可能包含有机质的分解、 缩合、 聚合产生新的衍生物等一系列复杂变化。

表3 污泥释放DOM中H的含量

图7 污泥释放DOM的1H NMR图

3 结 论

污泥农用后, 释放的DOM在数量和性质上均存在显著差异; 数量上, 污泥DOC释放呈现先上升后稳步下降的趋势; 性质上, 整个释放过程涉及DOM分子间转化和衍生物生成等一系列复杂变化。 由于污泥在堆肥过程中经历的微生物过程, 还田后释放DOM的性质呈现单一变化趋势: DOM分子中芳香性物质逐渐积累, 导致类腐殖质的比例增加, 提高了DOM分子的分子量和芳香性。 扫描电镜、 紫外-可见光谱、 红外光谱和三维荧光光谱等表征技术可以很好地描述污泥农用后释放DOM的性质特征, 尤其是E2/E3、S275～295、SR和SUVA254整体上可以指示DOM的分子量和结构信息, 可通过紫外光谱指数快速获得DOM性质的变化。 污泥还田后释放DOM数量和分子量、 芳香性等性质上的变化, 可能会导致共存污染物环境行为和生态效应呈现动态变化。