污泥超高溫堆肥衍生胡敏酸對Pb2+的結合機制

李昕，楊早，鐘欣茹，韓昊軒，莊緒寧，白建峰，董濱，3，徐祖信

（1 同濟大學環(huán)境科學與工程學院，上海 200092；2 上海第二工業(yè)大學資源與環(huán)境工程學院, 上海 201209；3 中國長江三峽集團有限公司長江生態(tài)環(huán)境工程研究中心，北京100038）

污水污泥（以下簡稱污泥）是廢水處理的副產(chǎn)品，理論上可富集高達進水中30%～40%的有機碳，85%～95%的總磷以及20%～30%的總氮[1-2]。研究發(fā)現(xiàn)污泥及其穩(wěn)定化產(chǎn)物中含有豐富的溶解性有機物（DOMs），能夠直接參與重金屬的絡合過程[3]。當污泥產(chǎn)物施用于土壤時，DOMs可以絡合固定土壤中的重金屬，因此污泥穩(wěn)定化產(chǎn)物可以用于修復重金屬污染的土壤。將污泥作為礦山等重金屬超標的土地修復基質(zhì)既有效利用污泥中的碳氮磷資源，又可利用污泥在生物穩(wěn)定化過程中產(chǎn)生的功能有機物絡合固定土壤中的可遷移態(tài)重金屬，實現(xiàn)污泥的資源化利用，近年來在南京、昆明、六安等地得到應用[4-6]。

DOMs 與重金屬的絡合能力高度依賴于DOMs的結構和組成，DOMs中的類腐殖質(zhì)物質(zhì)已被證明比類蛋白質(zhì)組分表現(xiàn)出更好的絡合能力[7-8]，污泥DOM 中腐殖質(zhì)在與重金屬的絡合中起主導作用[9]。作為污泥處理的重要生物技術，好氧堆肥可以將有機物質(zhì)轉(zhuǎn)化為相對穩(wěn)定的腐殖質(zhì)，增強產(chǎn)物對重金屬（Cd2+、Ni2+）的吸附能力[10-11]。超高溫堆肥由于獨特的嗜熱微生物群落而存在≥80℃的超高溫階段，最高溫度可超過90℃。研究表明，超高溫堆肥顯著提高了堆肥產(chǎn)品的腐熟度，腐殖化效果優(yōu)于傳統(tǒng)好氧堆肥[12]。因此超高溫堆肥成為一種具有前景的污泥處理生物技術，將污泥轉(zhuǎn)化為理想的穩(wěn)定化產(chǎn)物作為土壤改良劑。

Pb 是典型可遷移態(tài)重金屬之一，進入土壤后會隨著地下水遷移，Pb 具有致癌、致畸和致突變的作用，會對人體中樞神經(jīng)中樞系統(tǒng)、消化系統(tǒng)、心血管系統(tǒng)以及腎臟等造成傷害[13]。腐殖質(zhì)作為與重金屬吸附的關鍵物質(zhì)，好氧發(fā)酵過程中腐殖質(zhì)的結構、官能團等會發(fā)生明顯的變化，因此評估堆肥產(chǎn)品中腐殖質(zhì)與重金屬的解吸或絡合是非常值得關注的。其中，腐殖質(zhì)主要包括胡敏酸（HA）和富里酸（FA），HA分子量較FA大，與金屬發(fā)生結合時形成的螯合效應較多，故形成的復合物穩(wěn)定性較大[14-15]。迄今為止，關于超高溫堆肥不同時期樣品衍生的腐殖質(zhì)對典型可遷移態(tài)重金屬的絡合過程性能的研究較少。

綜上所述，本文分別以胡敏酸（HA）和Pb2+為作為污泥穩(wěn)定化產(chǎn)物中典型的DOM和重金屬，利用吸附試驗對比研究來源于超高溫堆肥（HTC）、高溫堆肥（TC）不同時期樣品和生污泥（RS）的HA與Pb2+的絡合效應，利用碳-13核磁共振（13C NMR）、傅里葉紅外二維相關光譜（FTIR-2DCOS）和移動窗口二維相關（MW2D）分析，揭示堆肥中HA 與Pb2+絡合官能團的變化，以期推動超高溫堆肥產(chǎn)品應用于重金屬污染土壤的潛在能力。

1 材料與方法

1.1 實驗材料

生污泥取自某污水處理廠，使用前儲存在4℃冰箱中。小麥秸稈取自某農(nóng)產(chǎn)品加工廠，平均直徑為0.9～1cm，作為輔料以調(diào)節(jié)含水率。分別從超高溫堆肥廠和普通高溫堆肥廠收集腐熟料。實驗材料的理化性質(zhì)如表1所示。

表1 實驗材料的基本理化性質(zhì)

堆肥過程在實驗室反應器中進行，每個反應器在受控環(huán)境溫度下的總工作體積為75L。本研究預實驗確定了原料的最佳配比，本研究中生污泥、小麥秸稈和腐熟料質(zhì)量比為69∶3∶28。每種混合物在反應器中堆肥49 天，每7 天翻混一次。分別從HTC 和TC中獲得第7天、21天、35天、49天的樣品，并且使用堆肥原料RS 作為對照。所有樣品冷凍干燥、研磨過篩后，參照國際腐殖酸協(xié)會（IHSS）推薦的方法提取純化HA[16]。

1.2 試驗方法

1.2.1 等溫吸附試驗

用0.01mol/L NaNO3為背景電解質(zhì)，配制pH=4.0，質(zhì)量濃度分別為0、90mg/L、150mg/L、300mg/L、500mg/L、800mg/L 和1200mg/L 的Pb(NO3)2溶 液；利用分析天平準確稱取0.0200g 胡敏酸，放置于50mL聚乙烯離心管中，將20mL上述不同質(zhì)量濃度的Pb(NO3)2溶液分別加入，然后在25℃、220r/min條件下振蕩24h，振蕩完后在8000r/min 離心20min，用0.45μm乙酸纖維濾膜過濾上清液，采用原子吸收法測定濾液中Pb2+濃度。由于HAs 與Pb2+的吸附主要為化學吸附過程，因此等溫吸附試驗所得數(shù)據(jù)采用Langmuir模型進行擬合[17-18]。

1.2.2 表征分析

13C NMR 實驗是在Bruker AVANCE NEO 400 WB 光譜儀上進行的，該光譜儀在13C 下以100.6MHz運行，7.0mm雙共振MAS探頭用于實驗，旋轉(zhuǎn)速率設置為5kHz。在13C NMR實驗中，交叉極化時間為1.0ms，循環(huán)延遲設置為0.7s，采集時間為7ms。實驗中使用TOSS 序列來抑制自旋邊帶。使用金剛烷校準13C化學位移（δ=38.5）。

為了獲得Pb2+結合HAs 的組成和結構變化信息，F(xiàn)TIR 光譜結合2DCOS 分析以Pb2+濃度作為外部擾動進行。一般的2DCOS 和MW2D 分析分析是使 用2D Shige 軟 件（Kwansei-GakuinUniversity,Japan）產(chǎn)生的。軟件中使用2DCOS 算法的信息已由Noda和Ozaki[19]解釋。選擇窗口的大小為3（2m+1）以產(chǎn)生清晰的MW2D光譜[20]。

1.3 數(shù)據(jù)統(tǒng)計

數(shù)據(jù)分析、等溫吸附曲線和二維紅外光譜的處理均使用OriginPro 2021軟件進一步繪制。

2 結果與討論

2.1 HAs對Pb2+的吸附性能

為了探討HTC 和TC 不同時期樣品的HAs 對Pb2+的吸附特征，采用Langmuir 等溫吸附方程[式(1)]進行研究。

式中，qe為吸附平衡時的吸附量，mg/g；qm為理論最大吸附容量，mg/g；Ce為平衡時的溶液濃度，mg/L；KL為Langmuir常數(shù)，L/mg。

圖1 和表2 分別記錄了等溫吸附擬合曲線和相應的擬合參數(shù)。Langmuir 模型適用于分析化學吸附，因為化學吸附一般是單分子層吸附[21]。通過Langmuir 模型擬合結果可知，RS、TC 和HTC 不同時期的HAs對于Pb2+吸附曲線擬合參數(shù)有明顯差異（圖1 和表2）。邱勇等[22]研究了土壤胡敏酸對于Pb2+、Cu2+的吸附特性，結果表明其提取的胡敏酸對Pb2+的吸附符合Langmuir 模型；HAs 與重金屬的絡合效應很大程度上取決于HAs 的結構和組成[7]，Liu 等[12]研究發(fā)現(xiàn)，超高溫堆肥會增強HAs 的芳香化，即改變HAs 的性質(zhì)。因此，HTC 與TC 的HAs對于Pb2+的吸附擬合參數(shù)有差異，應是因為HTC與TC 的HAs 性質(zhì)不同。此外，對Langmuir 模型擬合中理論最大吸附量（qm）值進行比較可知，HTC和TC 樣品的HAs 對Pb2+的最大吸附量會隨著堆肥進行而逐漸增大，最終HTC 的堆肥產(chǎn)品（49 天）的qm高于TC。HTC和TC不同時期樣品衍生HAs的含量有較大差異[圖1(c)]，HTC 樣品衍生HAs 的含量高于TC，且均在21天時達到最高值。不同時期樣品衍生HAs對Pb2+的吸附量取決于HAs含量和qm的變化。如圖1(d)所示，單位干基的HTC不同時期樣品衍生HAs 對Pb2+的吸附量明顯高于TC，在21 天均達到最高值。在第21天樣品中，TC衍生HAs 對Pb2+的吸附量（以干基計）為17.3mg/g，HTC 衍生HAs 對Pb2+的吸附量（以干基計）為29.6mg/g，比TC 高70.7%。兩種堆肥衍生HAs 吸附量的差異可能是由于HTC促進堆肥腐殖化進程[12]，促進鉛離子與胡敏酸表面或內(nèi)部氧原子形成較強的共價鍵[23]。不同來源的HAs 均含有多種官能團結構，其中羧基、羥基、酚羥基和酮等對重金屬具有較高親和力[24]。因此為了進一步解釋HTC與TC的吸附差異，需要進一步分析HAs 的官能團差異、與Pb 結合時的官能團變化。

圖1 HAs對Pb2+的吸附等溫線和吸附量

表2 HAs對Pb2+的等溫吸附方程Langmuir模型擬合參數(shù)

2.2 堆肥過程中HAs的碳骨架演替規(guī)律

HAs 中的氧化官能團是聚電解質(zhì)特性的來源，這些特性使HAs 能夠充當各種金屬離子的絡合劑[25]。解析HAs的化學結構對于了解HAs與有機或無機污染物的相互作用至關重要。13C NMR技術提供了有關分子中存在的有機基團類型的重要信息，可以表征HAs 的結構[26-27]。13C NMR 光譜表明存在許多類型的碳，包括脂肪族、碳水化合物、芳香族和羧基碳等[28]。表3顯示了光譜積分區(qū)域和樣品中HAs 的不同類型碳百分比。HTC 和TC 樣品衍生HAs的芳香碳和酚醛碳占比隨著堆肥進行而逐漸增加，最終HTC 堆肥（49 天）衍生HAs 的芳香碳和酚醛碳結構占比高于TC 堆肥（圖2 和表3）。HTC和TC 不同時期樣品衍生HAs 的結構有較大差異（圖2和表3）。其中在21天時，HTC和TC衍生HAs的芳香碳占比分別為15.01%和14.32%。通過數(shù)據(jù)對比發(fā)現(xiàn)，前期（0～21 天）HTC 的芳香碳增加比TC 更快速。上述結果表明，HTC 促進堆肥腐殖化進程和增加芳香化結構。

表3 RS、TC、HTC中 HAs的13C NMR光譜中特征碳的分布（%）

13C NMR 數(shù)據(jù)提供的證據(jù)表明，HTC 和TC 樣品衍生HAs 具有大量含氧基團，它們主要負責金屬物質(zhì)的絡合[25]。如表3 所示，與TC 樣品相比，HTC 樣品的芳香族和酚基含量更高。同時，TC 的羥基含量更高。根據(jù)Tan[25]的研究結果，HAs 的絡合能力很大程度上取決于存在的官能團濃度以及所涉及的金屬種類。綜上所述，HAs的官能團差異會導致其對于相同的金屬種類具有不同絡合能力。

2.3 FTIR-2DCOS解析HAs與Pb2+結合機制

堆肥樣品HAs的官能團結構復雜，僅用傅里葉紅外（FTIR）分析會存在多個吸收峰之間重疊的問題，二維相關光譜（2DCOS）分析能夠?qū)⑻卣鞣骞庾V信號拓展到第二維度，從而解決了HAs官能團重疊問題[29]，為了了解絡合Pb2+后官能團的變化順序，結合吸附量的變化分析（圖1），選取HTC和TC中發(fā)酵第21天的樣品來進行FTIR-2DCOS測試，分析了FTIR-2DCOS 的1750～750cm-1區(qū)域，HAs 與Pb2+結合的同步和異步光譜如圖3所示。在RS中HAs與Pb2+絡合的FTIR-2DCOS同步光譜圖存在7個自相關峰，分別在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處；在TC 中HAs 與Pb2+絡合的同步光譜圖的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處存在7 個自相關峰；在HTC 中HAs 與Pb2+絡合的同步光譜圖的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處存在8個自相關峰（表4）。同步光譜中自相關峰為正，表明該峰代表的官能團隨著Pb2+濃度增加變化一致，表明與Pb2+發(fā)生結合[30]。

表4 RS、TC、HTC中HAs與Pb2+絡合的同步光譜和異步光譜中交叉峰的信號值

各紅外光譜對應波段的歸屬如下[7,31-37]：1738cm-1、1736cm-1和982cm-1歸因于羧基O—C= = O振動；1672cm-1為COO-對稱拉伸振動；1585cm-1代表羧酸鹽；1523cm-1和1514cm-1是蛋白質(zhì)酰胺Ⅱ的N—H振動引起的；1504cm-1均是芳香族C= = C伸縮振動產(chǎn)生；1385cm-1、1383cm-1和1381cm-1可歸類于酚中O—H 鍵變形振動產(chǎn)生；1319cm-1源于芳香族伯胺和仲胺C—N 拉伸；1225cm-1歸類于酚類C—O 拉伸；1184cm-1和1176cm-1處吸收峰可表示非結構碳水化合物（如雜多糖）的C—OH 振動；1093cm-1和889cm-1歸 因 于 多 糖C—OH 振 動；995cm-1源于不飽和烴的C—H 變形振動；868cm-1為碳水化合物引起的；798cm-1和764cm-1源于伯胺的N—H振動。

通過識別RS、TC 和HTC 的同步圖和異步圖（圖3），獲得HAs 與Pb2+結合的特征官能團的光譜特征，如表4 所示。根據(jù)Noda 和Ozaki[19]的規(guī)則，RS 的HAs 與Pb2+結合過程的官能團變化順序為1514cm-1＞ 1672cm-1＞ 1225cm-1＞ 1736cm-1＞ 868cm-1＞1381cm-1＞982cm-1，即結合過程的順序為酰胺Ⅱ的N—H→COO-對稱拉伸振動→酚類C—O 拉伸→羧基O—C= = O→碳水化合物→酚羥基→羧基O—C= = O；TC 的HAs 與Pb2+結合過程的官能團變化順序為：1738cm-1＞798cm-1＞889cm-1＞995cm-1＞1184cm-1＞1383cm-1＞1523cm-1＞1184cm-1，即 結 合 順序為羧基→伯胺的N—H→多糖的C—OH→不飽和烴類的C—H→非結構碳水化合物（如雜多糖）C—OH→酚羥基→蛋白質(zhì)酰胺Ⅱ的N—H→非結構碳水化合物（如雜多糖）的C—OH；HTC 的HAs與Pb2+結合過程的官能團變化順序為1176cm-1＞1093cm-1＞ 1385cm-1＞1319cm-1＞1585cm-1＞1504cm-1＞1736cm-1＞ 764cm-1＞ 1176cm-1＞1093cm-1＞1319cm-1，即結合順序為非結構碳水化合物（如雜多糖）C—OH→多糖的C—OH→酚羥基→芳香族伯胺和仲胺C—N→羧酸鹽→芳香碳C= = C 拉伸→羧基O—C= = O→伯胺的N—H 振動→非結構碳水化合物（如雜多糖）的C—OH→多糖的C—OH→芳香族伯胺和仲胺C—N。

與堆肥衍生的HAs 相比，蛋白質(zhì)酰胺在RS 樣品中提供了更快的響應。在TC 堆肥樣品中，羧基是對添加Pb2+最敏感的基團。在HTC中，多糖類物質(zhì)響應較快，除多糖類物質(zhì)外，還發(fā)現(xiàn)HTC 衍生HAs的酚類基團可以快速與Pb2+結合，是參與結合的主要官能團。有研究表明，可以形成高度穩(wěn)定環(huán)狀結構的酚類是堆肥中參與Pb2+絡合的主要基團[38-39]。上文13C NMR 的結果也表明，HTC 衍生HAs 的酚基碳含量更高（表3）。綜上所述，與TC相比，HTC 中的腐殖化程度更高并且含有更多的酚類基團，因此可以解釋為何HTC 衍生的HAs 可以結合更多的Pb2+。

2.4 MW2D 分析

盡管FTIR 可以判定發(fā)生振動的官能團，但是FTIR-2DCOS分析不能直觀反映光譜變量和外部擾動變量之間的相關關系。MW2D可以作為一種補充分析，提供外部擾動的特定結構的變化特征[27,40]。引入MW2D分析以直觀地觀察光譜強度隨Pb2+濃度增加而顯著變化的特定區(qū)域，以進行明確的解釋。

RS 樣品的MW2D 分析[圖4(a)]表明，蛋白質(zhì)酰胺Ⅱ的N—H 和羧基O—C= = O 基團在Pb2+濃度增加過程中會不斷與其結合。酚類C—O 和酚羥基基團對添加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時。其中，酚類和羧基的構象轉(zhuǎn)變點相比蛋白質(zhì)酰胺和碳水化合物更多[圖4(a)]。因此，酚類和羧基在Pb2+與RS的HAs 結合過程中更重要。TC 樣品的MW2D 分析[圖4(b)]表明，添加90mg/L 的Pb(NO3)2時，羧基、非結構碳水化合物、酚羥基和蛋白質(zhì)酰胺Ⅱ的N—H 會出現(xiàn)構象轉(zhuǎn)變點。伯胺N—H 的構象轉(zhuǎn)變點會出現(xiàn)在Pb(NO3)2濃度在300mg/L時。當Pb(NO3)2濃度在500mg/L 時，多糖的C—O 和不飽和烴類的C—H 基團的構象轉(zhuǎn)變點會出現(xiàn)。其中，酚羥基和非結構碳水化合物的構象轉(zhuǎn)變點會更多[圖4(b)]。因此，酚羥基和非結構碳水化合物在Pb2+與TC 衍生HAs 的結合過程中更重要。HTC 樣品的MW2D分析[圖4(c)]表明，添加90mg/L 的Pb(NO3)2時，羧基和酚羥基更為敏感。芳香族基團的構象轉(zhuǎn)變點會出現(xiàn)在Pb(NO3)2濃度在300mg/L 時。當Pb(NO3)2濃度在500mg/L 時，羧酸鹽、芳香族基團、酚羥基、多糖和非結構碳水化合物的構象轉(zhuǎn)變點會出現(xiàn)。其中，酚羥基和芳香族基團的構象轉(zhuǎn)變點會更多[圖4(c)]。因此，酚羥基和芳香族基團是Pb2+與HTC 衍生HAs 結合過程中的重要官能團。同時，在堆肥過程中，HTC 衍生HAs 的酚基和芳香族基團都明顯增加，HTC 衍生HAs 的芳香化高于TC 衍生HAs（圖2和表3）。因此，與TC相比，HTC的腐殖化程度高于TC 可以解釋HTC 結合的Pb2+的理論最大吸附量更高。

圖4 HAs與Pb2+結合的MW2D圖

3 結論

通過超高溫堆肥與傳統(tǒng)高溫堆肥產(chǎn)物中HAs與重金屬結合特性的對比研究，對于評估超高溫堆肥的土地利用價值至關重要。Langmuir模型擬合結果表明， HTC 和TC 樣品的HAs 對Pb2+的理論最大吸附量會隨著堆肥進行而逐漸增大，最終HTC 的堆肥產(chǎn)品（49 天）的理論最大吸附量高于TC。同時，單位質(zhì)量的RS、TC和HTC不同時期樣品衍生HAs 對Pb2+的吸附量計算結果表明，HTC 和TC 衍生HAs 對Pb2+的吸附量（以干基計）在21天均達到最高值，TC的吸附量為17.3mg/g，HTC的吸附量為29.6mg/g，比TC 高70.7%。最終HTC 堆肥（49 天）衍生HAs的芳香碳和酚醛碳結構占比高于TC堆肥。其中在21天時，HTC和TC衍生HAs的芳香碳占比分別為15.01%和14.32%。通過數(shù)據(jù)對比發(fā)現(xiàn)，前期（0～21 天）HTC 的芳香碳增加比TC 更快速。FTIR-2DCOS和MW2D結合的分析方法可以作為一種有效的方法了解重金屬與HAs 在環(huán)境中的結合特性。FTIR-2DCOS 分析指出，蛋白質(zhì)酰胺在RS樣品中提供了更快的響應，羧基是TC 堆肥樣品中對添加Pb2+最敏感的基團，多糖類物質(zhì)在HTC中響應較快。MW2D分析表明，酚羥基和芳香族基團是Pb2+與HTC 衍生HAs 的結合過程中重要的官能團。因此，HTC 的腐殖化程度高于TC 可以解釋HTC 結合Pb2+的理論最大吸附量更高。基于上述認識，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從而對重金屬有更好的結合性能，因此HTC 更有利于污泥的高效土地利用。未來在污泥進行土地利用時，可以將HTC 作為優(yōu)先選擇的無害化處理手段。