剩余污泥中重金属锌、铜对其发酵产酸的影响*

2021-09-30 01:59陈玥如姜亚楠陈跃辉
湘潭大学自然科学学报 2021年3期
关键词:产酸结合态厌氧发酵

张 康, 陈玥如, 姜亚楠, 陈跃辉

(1.湖南省环境保护产业协会, 湖南 长沙 410007;2. 湘潭大学 环境与资源学院,湖南 湘潭 411105)

0 引言

随着我国社会、经济的发展以及人口的增加,城镇污水排放量和污水处理厂与日俱增,随之产生的不仅仅是污泥量的增多,其成分组成也越发复杂.城镇污水处理产生的污泥可能造成有机物污染、病原微生物污染、重金属污染等.其中有机物污染主要是由一些不易降解、毒性残留时间长的物质引起,如苯、氯酚、苯并芘、多氯代二苯并呋喃(PCDF)、多氯联苯(PCB)、可吸附有机卤化物(AOx)等;病原微生物污染源主要是污水中的粪大肠菌和蠕虫卵等;重金属污染的产生则是在污水处理过程中,由于污水中70%~90%的重金属会被吸附或沉降、转移到污泥中,如镉、铬、铜、锌等.

近年来,围绕剩余污泥厌氧发酵生产VFAs的研究多集中于环境因子和操作参数,包括预处理、pH、温度、发酵种泥、添加剂等,通过优化这些因素或参数,提高剩余污泥发酵产酸的效率[1-5].在众多影响剩余污泥发酵产酸效率的因素中,金属元素被认为是重要的影响因素之一[6-7].

研究剩余污泥中重金属含量及其形态特征对剩余污泥厌氧发酵产酸的影响具有重要意义.其一,测定剩余污泥中重金属的含量及形态特征,可以更清楚地知道剩余污泥中资源的丰富程度,避免对重金属资源的浪费,从而更加重视对剩余污泥的处理处置.其二,测定剩余污泥厌氧发酵的产酸情况,可以对剩余污泥中含碳量有一定的了解,有利于剩余污泥中碳资源及能源的回收利用.其三,分析重金属对剩余污泥的厌氧产酸的影响,有助于提高碳资源及能源的进一步回收利用,若重金属对其产酸有促进作用,则在厌氧发酵前可省去重金属回收过程,节约工程成本;若重金属对其产酸不存在促进作用,则可将重金属回收再利用,避免重金属对环境造成二次污染.

我国城镇污水处理过程中普遍存在的另一个问题是碳源不足,污水污泥处理量及处理难度日渐增大.因此,越来越多的研究人员关注利用剩余污泥厌氧消化所产生的挥发性脂肪酸(VFAs)以补充污水处理所欠缺的碳源,同时减少污水污泥的处理量.考虑利用重金属对剩余污泥厌氧消化产酸的影响,有望同时解决污水处理过程中碳源不足、污泥减量和污泥中重金属脱除三大难题.

我国剩余污泥中的重金属种类复杂,Cd、Cu、Pb、Zn、Cr、Ni、Hg、As均有检出,其中以Zn和Cu最常见且含量最高,Zn最高可达30 g/kg干污泥,Cu可达9.59 g/kg干污泥[8].因此,以Zn和Cu为代表研究剩余污泥中重金属成分对剩余污泥发酵产酸的影响,既减少了碳源的浪费,也减少了重金属对土壤、水体可能造成的二次污染.

1 实验材料与方法

1.1 本实验剩余污泥来源

本实验采用的剩余污泥取自湘潭市河东污水处理厂的回流段污泥,呈棕色泥水状态.每批次取污泥15~18 L,取回后的剩余污泥于室温下静置约12 h,倒去上层清水,取沉淀混匀后的1 L污泥密封于锥形瓶中,在35 ℃、120 r/min的恒温摇床柜中发酵7 d.

1.2 重金属Cu、Zn含量及形态特征的测定

重金属Cu、Zn含量分别依据《固体废物镍和铜的测定火焰原子吸收分光光度法(HJ751-2015)》[9]和《固体废物铅、锌和镉的测定 火焰原子吸收分光光度法(HJ786-2016)》[10],采用电热板消解法和火焰原子吸收分光光度法测定,消解采用DB-2型数显电热板,原子吸收采用AA6300C型原子吸收分光光度计(苏州岛津).

重金属形态特征依据Tisser五步提取法和火焰原子吸收分光光度法测定,恒温震荡提取采用THZ-82A型水浴恒温振荡箱(常州奥华仪器有限公司)和SHZ-88A型恒温震荡箱(常州奥华仪器有限公司),离心采用TG16-WS型台式高速离心机(长沙湘智仪器有限公司),消解及原子吸收同重金属含量的测定.

1.3 挥发性脂肪酸VFAs的测定

每隔24 h(从第1天至第7天)从厌氧发酵锥形瓶中取出约15 mL剩余污泥于50 mL离心管中,在8 000 r/min的条件下离心30 min后,移取1.5~2 mL上清液利用0.22 μm微孔滤膜过滤约0.5 mL液体于色谱瓶中,并用带有橡胶垫的盖子旋紧后,送入7890B型气相色谱仪中进行测定;余下上清液移入10 mL离心管中,于4 ℃恒温冰箱中保存待用.具体检测条件可见湘潭大学罗薇硕士的论文[11].剩余污泥发酵液中的VFAs含量以mg COD/L计,其中乙酸、丙酸、丁酸和戊酸的COD当量分别为1.07、1.51、1.82和2.04[12].

1.4 溶解性蛋白质及碳水化合物的测定

测定溶解性蛋白质采用Folin-酚试剂法[13].剩余污泥发酵液中的蛋白质的浓度以mg COD/L计,其COD当量为1.5[14].

溶解性碳水化合物的测定采用蒽酮比色法[15].剩余污泥发酵液中的碳水化合物的浓度以mg COD/L计,其COD当量为1.06[14].

1.5 发酵液中的溶解性有机物的测定

本实验使用荧光分光光度计(F-7000,HITACHI)来绘制三维激发-发射荧光光谱(3D-EEM)谱图,分析剩余污泥发酵液中的溶解性有机物(DOM)的种类及变化规律.

1.6 Zeta电位的测定

每隔一天(每一批次发酵的第1、3、5、7天)取适量发酵上清液用纳米粒度电位分析仪(Nano-ZS90,英国Malvern)进行Zeta电位的测定.每个样品测三次电位,取平均值作为该样品最终电位值.同时计算其误差范围并记录.

2 结果与讨论

2.1 剩余污泥中Cu、Zn总量及形态特征分析

2.1.1 Cu、Zn总量分析查阅已有资料及系列规范文件[16-17],可知我国城镇污水处理厂对污泥中重金属含量的控制及污泥农用的要求等如表1所示.

表1 我国污水污泥对Cu、Zn限值及农用标准限值(单位:mg/kg(干污泥))

根据测得结果与Cu、Zn标准曲线,按照公式(1)计算固体废物中待测元素Zn、Cu的含量(mg/kg):

(1)

式中:ω为固体废物中待测元素的含量,mg/kg;ρ由校准曲线查得试样中元素的质量浓度,mg/L;ρ0为实验室空白试样中元素的质量浓度,mg/L;V0为消解后试样的定容体积,mL;m1为干燥前固体废物样品的称取量,g;m2为干燥后固体废物样品的质量,g;m3为研磨过筛后试样的称取量,g.

结合图1,可知通常情况下,湘潭市河东污水处理厂的污水污泥并未超出国家规定限值.

图1 剩余污泥中重金属Cu、Zn总含量Fig.1 Total contents of heavy metals Cu and Zn in remaining sludge

由图1可知,污泥中的Cu、Zn含量存在明显差异,通常情况下,锌含量高于铜含量,其中锌元素的浓度范围为732.8~1 204.59 mg/kg干污泥,铜元素的浓度范围为571.7~866.4 mg/kg(干污泥).但同一污水厂取样的不同批次污泥同种重金属也存在较大差异,分析这一差异与该污水处理厂污水来源及成分变动有较大关系.

Cu、Zn均为重金属,其含量影响着污泥中微生物发酵产酸的效率[12].从图中我们可以看到每批次Cu、Zn含量不同,且含量比值也是不同的.

从表2中可知,第2批样品中Zn与Cu含量比值最高,为1.62;第3批样品中Zn与Cu含量比值最低,为1.08.

表2 剩余污泥每批次Zn/Cu比值

2.1.2 Cu、Zn形态特征分析形态特征分析是指表征与测定一个元素在环境中存在的各种不同化学形态与物理形态的过程.一般分为水溶及可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机物结合态以及残渣态.其中,有机结合态和残余态被称为稳定态[18-19],其不易与生物接触从而不会对其产生影响.其余三种为不稳定态.

由图2及图3可知,剩余污泥中重金属Cu、Zn主要分布在稳定态(有机结合态和残余态),其中稳定态铜占铜总含量的90.4%以上,稳定态锌占锌总含量的62.96%以上,而不稳定态铜和不稳定态锌含量均较低.

由图2知,重金属铜的五种形态特征分布比例大致为:有机结合态>残余态>可交换态>碳酸盐结合态>铁锰氧化物结合态.其中,有机结合态铜的含量约为总量的80%,残余态铜约为总量的10%左右,而可交换态、碳酸盐结合态和铁锰氧化物结合态不足总量的10%,碳酸盐结合态含量较少,基本低于3%,铁锰氧化物结合态含量最少,基本为0.但不同批次污泥中重金属的形态特征分布也存在较为明显的差异,以第五批次为例展开分析,该批次碳酸盐结合态铜达到5.41%,约为其他批次碳酸盐结合态铜的2倍;可交换态铜约为1.59%,分别远低于另三个批次的可交换态铜的含量.

S1-可交换态;S2-碳酸盐结合态;S3-铁锰氧化物结合态;S4-有机结合态;S5-残余态图2 剩余污泥中重金属Cu的形态特征分布Fig.2 The distribution of heavy metal Cu in residual sludge

由图3可知,重金属锌的五种形态特征分布比例大致为:残余态>有机结合态>碳酸盐结合态>可交换态>铁锰氧化物结合态.其中,残余态锌含量约为总量的40%,有机结合态锌含量范围为21.83%~45.12%,分布规律并不均匀,碳酸盐结合态锌含量范围为13.17%~28.93%,分布规律相对较为均匀稳定,而可交换态锌约为总量的6%左右,铁锰氧化物结合态约为总量的3%.观察第五批次数据,残余态锌含量较其他批次低,约为其他批次的二分之一,有机结合态和碳酸盐结合态较其他批次含量更高,这与该污水处理厂进水水质波动变化有密不可分的联系.

综上所述,Cu、Zn主要分布在稳定态,该形态特征难降解、生物有效性较差,适于填埋处置,但若不加处理仍会对环境构成威胁.而研究剩余污泥中重金属对发酵产酸的影响,则可优先研究其不稳定态对微生物发酵产酸的影响.

S1-可交换态;S2-碳酸盐结合态;S3-铁锰氧化物结合态;S4-有机结合态;S5-残余态图3 剩余污泥中重金属Zn的形态特征分布Fig.3 The distribution of heavy metal Zn in residual sludge

2.2 剩余污泥厌氧发酵产挥发性脂肪酸分析

2.2.1 总挥发性脂肪酸累积规律图4描述了剩余污泥在36 ℃,120 r/min条件下厌氧发酵7 d过程的总挥发性脂肪酸累计规律.总挥发性脂肪酸量为乙酸、丙酸、异丁酸、正丁酸、异戊酸和正戊酸六种挥发性脂肪酸各自累积量换算为COD当量后求和值,用来表示碳源的量值.

图4 剩余污泥厌氧发酵产挥发性脂肪酸的累积规律Fig.4 Accumulation of volatile fatty acids by anaerobic fermentation of residual sludge

由图4可以看出,总挥发性脂肪酸累积量从第1天到第2天一直呈现上升累增的趋势,之后开始出现持平或下降的趋势,总累积量基本在第2天达到最大值.其中,第五批样品整体累积量是所有批次中最多的;其余四批样品的累计规律变化并未达到一致,但第7天的累积量五批数据基本一致,稳定在175 gCOD/g左右.需要特别注意的是,第一批样品的总挥发性脂肪酸积累量在发酵过程中一直呈下降趋势,考虑到是样品且在低温下储存时间略长,没有及时进行测量导致一部分挥发性脂肪酸溶于水而产生的结果.

2.2.2 各挥发酸组分占总挥发酸积累量的百分比由图4可知,总挥发性脂肪酸累积量基本在第2天达到最大累计值,因此以五批样品在第2天取样测定得到的各挥发性脂肪酸累积量组分占总挥发性脂肪酸累积量的比例作图5.

图5 各挥发性脂肪酸占总挥发性脂肪酸积累量的百分比Fig.5 The percentage of each volatile fatty acid in total volatile fatty acid accumulation

由图5及表3可知,五批样品均是在污泥进行厌氧发酵的第2天测得的各组分的含量,乙酸的含量均最多,第一、四、五批样品异丁酸的含量均最少,第二、三批次样品中正戊酸的含量最少.

五批污泥进行发酵第2天各组分与VFAs总量的百分比如表3所示.

表3 各挥发性脂肪酸所占比例

2.2.3 Cu、Zn含量及形态特征对挥发性脂肪酸积累量的影响观察图4和图5,并结合图3中重金属锌的形态特征分布,发现挥发性脂肪酸含量变化与样品中重金属锌的不稳定态存在一定联系.选用第2~4批进行分析.在这4批样品中,发酵第2天总挥发性酸的含量与批次间存在如下关系:第5批>第3批>第2批>第4批;同时,在发酵第2天的VFAs构成中,乙酸的含量存在如下关系:第4批>第2批>第3批>第5批.而重金属锌的不稳定态系(可交换态、碳酸盐结合态和铁锰氧化物结合态)含量存在如下关系:第5批>第3批>第2批>第4批,即与总挥发性酸含量变化相同,而与乙酸含量占比变化相反.

重金属锌的不稳定态可能会在厌氧发酵过程中被生物吸收,当其浓度在微生物体内积累到一定程度时,通过与微生物酶中的氨基、羧基等相结合,从而使酶失活.根据上述规律存在的关系,可合理推测:重金属锌的不稳定态含量高,会使厌氧发酵过程中的水解酸化阶段或产氢产乙酸阶段的微生物酶活性受到抑制,使乙酸转化率降低,挥发性有机酸含量累积,从而可能进一步影响发酵产酸第三阶段——产甲烷阶段,无法进行资源化利用.该结论需要进一步进行实验探究.

2.3 剩余污泥厌氧发酵过程中溶解性蛋白质及碳水化合物变化分析

2.3.1 溶解性蛋白质变化规律每天对发酵污泥上清液中的溶解性蛋白质进行测定,数据如图6所示.从图6可知,溶解性蛋白质浓度在随污泥厌氧发酵过程中存在先上升后减少的规律变化,且在第4天浓度含量达到最大.但第4批样品存在一定误差,其含量变化呈平缓递减趋势.

图6 溶解性蛋白质浓度在污泥厌氧发酵过程中的变化趋势Fig.6 The variation trend of soluble protein during sludge anaerobic fermentation

蛋白质是生物生命活动所需要的营养物质,但一般情况下需要在细胞外酶的作用下分解为氨基酸类小分子物质后,方可被生物吸收.图6中所示规律表明:厌氧发酵1~4天,蛋白质含量不断累积,但累积速率逐天减缓,即水解速率在逐天升高;在第4天时,蛋白质累积量达到最高点;厌氧发酵4~7天,蛋白质含量减少,即蛋白质水解酶含量升高,速率明显提高.

2.3.2 碳水化合物变化规律每天对发酵污泥上清液中的碳水化合物(葡萄糖)进行测定,数据如图7所示.从图7中可以发现,碳水化合物浓度在随污泥厌氧发酵的过程中存在平稳上升趋势,其浓度含量在不断累积增多.但第4批样品存在一定误差,其含量变化在第4天后呈减少趋势.

葡萄糖是生物生命活动所必需的营养物质.一般情况下,多糖类碳水化合物在细胞外酶的作用下被水解为单类小分子物质后,可被微生物吸收,供其生命活动.图7中所示规律表明:厌氧发酵1~7天,碳水化合物(葡萄糖)含量在不断升高,即多糖或低聚糖物质在不断发生水解,且发酵过程中微生物具有足够的能量供其生命活动.

图7 碳水化合物浓度在污泥厌氧发酵过程中的变化趋势Fig.7 The variation trend of carbohydrate concentration during sludge anaerobic fermentation

2.3.3 Cu、Zn含量及形态特征对溶解性蛋白质及碳水化合物的影响根据厌氧发酵三阶段理论,上述两种反应发生在水解酸化阶段,可为后续产氢产甲烷提供有机碳源和能量.

在图6和图7中,发酵1~4天内,随着厌氧发酵过程的进行,溶解性蛋白质浓度和碳水化合物浓度逐天升高,反映出细胞外酶数量及活性不断升高,故在该时间段内可以提供足够的营养物质供微生物生长、繁殖;第4天之后,碳水化合物的累积量仍然在增加,但可溶性蛋白质浓度减少,即证明蛋白质水解酶活性在第4天后活性下降或数量减少;发酵第7天与第1天浓度对比发现,溶解性蛋白质的浓度大体持平,碳水化合物浓度是发酵第1天的1.5~5倍.该结果表明:在发酵产酸过程中,污泥中自身可提供的碳水化合物较多,而溶解性蛋白质含量较少且消耗较快,从而抑制了污泥中微生物的生长、繁殖,使得水解酸化速率降低甚至停滞,造成污泥中有机碳源的浪费.

第4批样品的水解酸化阶段变化规律与其他批次样品存在明显差异,通过图1可看到第4批样品中重金属铜含量最高.故其出现差异的可能原因是铜含量过高从而对微生物酶活性产生了抑制作用,使水解酸化阶段受到抑制.

2.4 厌氧发酵液中的溶解性有机物

在三维荧光光谱中,EEM峰分为5个主要区域,包括简单的芳香性蛋白质如酪氨酸(区域I)和色氨酸(区域II),类富里酸物质(区域III),溶解性细胞副产物类物质(区域IV)和类腐殖质物质(区域V)[20],具体划分区域见表4.

表4 三维荧光光谱中5个主要荧光区域划分

DOM主要包括类酪氨酸蛋白质、类色氨酸蛋白质、类富里酸、类腐殖质和溶解性细胞副产物等,可通过荧光分光光度计定性分析DOM的EEM图谱,用来评价剩余污泥厌氧发酵过程污泥的降解情况.

由图8 (a)可知,在未发酵的原污泥样品中,出现荧光强度较弱的1个峰,是Ⅴ区域的类腐殖质物质.污泥经过厌氧发酵后,如图8(b) (c) (d)所示,V区域的荧光强度得到增强,即表明类腐殖质物质不断增多.在图8(b)中,同图8(a)相比,出现荧光较弱的1个峰,是Ⅲ区域的类富里酸物质(Ex/Em为235/385),但随着发酵的进行,该荧光消失,说明随着剩余污泥的发酵溶解,类富里酸物质在生成少量后迅速被分解或被生物吸收利用.

图8 厌氧发酵过程中溶解性有机物组成的变化Fig.8 Changes in the composition of dissolved organic matter during anaerobic fermentation

研究表明,类腐殖酸物质主要存在于黏液层和LB-EPS中[21].随着剩余污泥的溶解,不能被微生物吸收的类腐殖质物质增多,微生物不能将其转化利用;污泥中胞外聚合物EPS的最外层有机物微量释放到溶液中,迅速被吸收后不再有其他明显变化.

2.5 Cu、Zn浓度对厌氧发酵过程中Zeta电位的影响

污泥的Zeta电位与胶态分散的稳定性有关.Zeta电位的高低决定体系趋于分散或凝聚.Zeta电位越高,体系越稳定;反之,Zeta电位越低,体系越容易发生凝聚作用.由于体系的凝聚作用增强了发酵细菌对底物的生物反应,因此Zeta电位是表示有机物水解的重要参数[22-23].

图9为不同批次,即不同Cu、Zn浓度下Zeta电位的变化情况.在发酵过程中,整个体系带负电,污泥中胶态呈现先分散、后凝聚的变化.说明在反应前期,Zeta电位数值较高,体系中相互排斥作用较大,使得厌氧细菌和底物之间不能进行相互作用[4].在反应后期,Zeta电位数值较低,体系中相互排斥作用减弱,厌氧细菌和底物之间可以相互作用[24].结合表2 Zn与Cu含量的比值,第2批样品Zn与Cu含量比值最高,其Zeta电位数值持续升高;第3批样品Zn与Cu含量比值最低,其Zeta电位数值变化幅度最高.结合图4挥发性脂肪酸总量累积规律可知,在厌氧发酵第3~7天,VFAs总量累积逐天减少,其可能原因是电位值过高,厌氧细菌和底物之间不能相互作用,使得产酸量降低.

图9 底物Zeta电位在发酵产酸过程中的变化Fig.9 Effects of AEG dosage on the Zeta potential of substrates

3 结果讨论

本课题实验研究主要考察剩余污泥中重金属Cu、Zn的总含量及其形态特征分布对剩余污泥厌氧发酵产酸的影响,得到的主要结论如下:

(1)不同批次污泥中的Cu、Zn含量存在明显差异,通常情况下,锌含量高于铜含量,其中锌元素的浓度范围为732.8~1204.59 mg/kg(干污泥),铜元素的浓度范围为571.7~866.4 mg/kg(干污泥).

(2)剩余污泥中重金属Cu、Zn主要分布在稳定态(有机结合态和残余态),重金属铜的5种形态特征分布比例大致为:有机结合态>残余态>可交换态>碳酸盐结合态>铁锰氧化物结合态,金属锌的5种形态特征分布比例大致为:残余态>有机结合态>碳酸盐结合态>可交换态>铁锰氧化物结合态.

(3)总挥发性脂肪酸累积量总体上呈现上升后开始出现持平或下降趋于稳定的趋势,总累积量基本在第2天达到最大值.重金属Zn的不稳定态(可交换态、碳酸盐结合态和铁锰氧化物结合态)含量高,可能会使厌氧发酵过程中的水解酸化阶段或产氢产乙酸阶段的微生物酶活性受到抑制,使乙酸转化率降低,挥发性有机酸含量累积,从而可能进一步影响发酵产酸第三阶段产甲烷阶段,无法进行资源化利用.当重金属Cu浓度过高时,会影响水解过程中蛋白质及多糖类物质的分解,使得营养物质过低,微生物不能大量生长繁殖,影响发酵过程.

(4)在原污泥正常发酵产酸过程中,由于Zeta电位过高,物质间排斥力大于吸引力,使得厌氧细菌和底物无法相互作用;同时,污泥在厌氧发酵过程中会产生大量类腐殖质物质,而这些物质不能被微生物分解利用.这表明在污泥厌氧发酵过程中,大量物质无法被微生物所利用,在污泥中堆积后做填埋处理,造成了一定的资源浪费.

综上所述,污泥中重金属Zn、Cu的含量及其形态特征对污泥发酵产酸过程存在多因素交叉影响作用,当其总量或某一形态含量过高时所呈现的抑制作用较大.若要利用污泥中本身所含有的碳源,需外加药物对污泥中的重金属含量及形态进行一定范围的控制,以促进水解酸化阶段.

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