張 康， 陳玥如， 姜亞楠， 陳躍輝

(1.湖南省環(huán)境保護(hù)產(chǎn)業(yè)協(xié)會(huì), 湖南 長沙 410007；2. 湘潭大學(xué) 環(huán)境與資源學(xué)院，湖南 湘潭 411105)

0 引言

隨著我國社會(huì)、經(jīng)濟(jì)的發(fā)展以及人口的增加，城鎮(zhèn)污水排放量和污水處理廠與日俱增，隨之產(chǎn)生的不僅僅是污泥量的增多，其成分組成也越發(fā)復(fù)雜.城鎮(zhèn)污水處理產(chǎn)生的污泥可能造成有機(jī)物污染、病原微生物污染、重金屬污染等.其中有機(jī)物污染主要是由一些不易降解、毒性殘留時(shí)間長的物質(zhì)引起，如苯、氯酚、苯并芘、多氯代二苯并呋喃(PCDF)、多氯聯(lián)苯(PCB)、可吸附有機(jī)鹵化物(AOx)等；病原微生物污染源主要是污水中的糞大腸菌和蠕蟲卵等；重金屬污染的產(chǎn)生則是在污水處理過程中，由于污水中70%～90%的重金屬會(huì)被吸附或沉降、轉(zhuǎn)移到污泥中，如鎘、鉻、銅、鋅等.

近年來，圍繞剩余污泥厭氧發(fā)酵生產(chǎn)VFAs的研究多集中于環(huán)境因子和操作參數(shù)，包括預(yù)處理、pH、溫度、發(fā)酵種泥、添加劑等，通過優(yōu)化這些因素或參數(shù)，提高剩余污泥發(fā)酵產(chǎn)酸的效率[1-5].在眾多影響剩余污泥發(fā)酵產(chǎn)酸效率的因素中，金屬元素被認(rèn)為是重要的影響因素之一[6-7].

研究剩余污泥中重金屬含量及其形態(tài)特征對(duì)剩余污泥厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸的影響具有重要意義.其一，測定剩余污泥中重金屬的含量及形態(tài)特征，可以更清楚地知道剩余污泥中資源的豐富程度，避免對(duì)重金屬資源的浪費(fèi)，從而更加重視對(duì)剩余污泥的處理處置.其二，測定剩余污泥厭氧發(fā)酵的產(chǎn)酸情況，可以對(duì)剩余污泥中含碳量有一定的了解，有利于剩余污泥中碳資源及能源的回收利用.其三，分析重金屬對(duì)剩余污泥的厭氧產(chǎn)酸的影響，有助于提高碳資源及能源的進(jìn)一步回收利用，若重金屬對(duì)其產(chǎn)酸有促進(jìn)作用，則在厭氧發(fā)酵前可省去重金屬回收過程，節(jié)約工程成本；若重金屬對(duì)其產(chǎn)酸不存在促進(jìn)作用，則可將重金屬回收再利用，避免重金屬對(duì)環(huán)境造成二次污染.

我國城鎮(zhèn)污水處理過程中普遍存在的另一個(gè)問題是碳源不足，污水污泥處理量及處理難度日漸增大.因此，越來越多的研究人員關(guān)注利用剩余污泥厭氧消化所產(chǎn)生的揮發(fā)性脂肪酸(VFAs)以補(bǔ)充污水處理所欠缺的碳源，同時(shí)減少污水污泥的處理量.考慮利用重金屬對(duì)剩余污泥厭氧消化產(chǎn)酸的影響，有望同時(shí)解決污水處理過程中碳源不足、污泥減量和污泥中重金屬脫除三大難題.

我國剩余污泥中的重金屬種類復(fù)雜，Cd、Cu、Pb、Zn、Cr、Ni、Hg、As均有檢出，其中以Zn和Cu最常見且含量最高，Zn最高可達(dá)30 g/kg干污泥，Cu可達(dá)9.59 g/kg干污泥[8].因此，以Zn和Cu為代表研究剩余污泥中重金屬成分對(duì)剩余污泥發(fā)酵產(chǎn)酸的影響，既減少了碳源的浪費(fèi)，也減少了重金屬對(duì)土壤、水體可能造成的二次污染.

1 實(shí)驗(yàn)材料與方法

1.1 本實(shí)驗(yàn)剩余污泥來源

本實(shí)驗(yàn)采用的剩余污泥取自湘潭市河?xùn)|污水處理廠的回流段污泥，呈棕色泥水狀態(tài).每批次取污泥15～18 L，取回后的剩余污泥于室溫下靜置約12 h，倒去上層清水，取沉淀混勻后的1 L污泥密封于錐形瓶中，在35 ℃、120 r/min的恒溫?fù)u床柜中發(fā)酵7 d.

1.2 重金屬Cu、Zn含量及形態(tài)特征的測定

重金屬Cu、Zn含量分別依據(jù)《固體廢物鎳和銅的測定火焰原子吸收分光光度法(HJ751-2015)》[9]和《固體廢物鉛、鋅和鎘的測定 火焰原子吸收分光光度法(HJ786-2016)》[10]，采用電熱板消解法和火焰原子吸收分光光度法測定，消解采用DB-2型數(shù)顯電熱板，原子吸收采用AA6300C型原子吸收分光光度計(jì)(蘇州島津).

重金屬形態(tài)特征依據(jù)Tisser五步提取法和火焰原子吸收分光光度法測定，恒溫震蕩提取采用THZ-82A型水浴恒溫振蕩箱(常州奧華儀器有限公司)和SHZ-88A型恒溫震蕩箱(常州奧華儀器有限公司)，離心采用TG16-WS型臺(tái)式高速離心機(jī)(長沙湘智儀器有限公司)，消解及原子吸收同重金屬含量的測定.

1.3 揮發(fā)性脂肪酸VFAs的測定

每隔24 h(從第1天至第7天)從厭氧發(fā)酵錐形瓶中取出約15 mL剩余污泥于50 mL離心管中，在8 000 r/min的條件下離心30 min后，移取1.5～2 mL上清液利用0.22 μm微孔濾膜過濾約0.5 mL液體于色譜瓶中，并用帶有橡膠墊的蓋子旋緊后，送入7890B型氣相色譜儀中進(jìn)行測定；余下上清液移入10 mL離心管中，于4 ℃恒溫冰箱中保存待用.具體檢測條件可見湘潭大學(xué)羅薇碩士的論文[11].剩余污泥發(fā)酵液中的VFAs含量以mg COD/L計(jì)，其中乙酸、丙酸、丁酸和戊酸的COD當(dāng)量分別為1.07、1.51、1.82和2.04[12].

1.4 溶解性蛋白質(zhì)及碳水化合物的測定

測定溶解性蛋白質(zhì)采用Folin-酚試劑法[13].剩余污泥發(fā)酵液中的蛋白質(zhì)的濃度以mg COD/L計(jì)，其COD當(dāng)量為1.5[14].

溶解性碳水化合物的測定采用蒽酮比色法[15].剩余污泥發(fā)酵液中的碳水化合物的濃度以mg COD/L計(jì)，其COD當(dāng)量為1.06[14].

1.5 發(fā)酵液中的溶解性有機(jī)物的測定

本實(shí)驗(yàn)使用熒光分光光度計(jì)(F-7000，HITACHI)來繪制三維激發(fā)-發(fā)射熒光光譜(3D-EEM)譜圖，分析剩余污泥發(fā)酵液中的溶解性有機(jī)物(DOM)的種類及變化規(guī)律.

1.6 Zeta電位的測定

每隔一天(每一批次發(fā)酵的第1、3、5、7天)取適量發(fā)酵上清液用納米粒度電位分析儀(Nano-ZS90，英國Malvern)進(jìn)行Zeta電位的測定.每個(gè)樣品測三次電位，取平均值作為該樣品最終電位值.同時(shí)計(jì)算其誤差范圍并記錄.

2 結(jié)果與討論

2.1 剩余污泥中Cu、Zn總量及形態(tài)特征分析

2.1.1 Cu、Zn總量分析查閱已有資料及系列規(guī)范文件[16-17]，可知我國城鎮(zhèn)污水處理廠對(duì)污泥中重金屬含量的控制及污泥農(nóng)用的要求等如表1所示.

表1 我國污水污泥對(duì)Cu、Zn限值及農(nóng)用標(biāo)準(zhǔn)限值(單位：mg/kg(干污泥))

根據(jù)測得結(jié)果與Cu、Zn標(biāo)準(zhǔn)曲線，按照公式(1)計(jì)算固體廢物中待測元素Zn、Cu的含量(mg/kg)：

(1)

式中：ω為固體廢物中待測元素的含量，mg/kg；ρ由校準(zhǔn)曲線查得試樣中元素的質(zhì)量濃度，mg/L；ρ0為實(shí)驗(yàn)室空白試樣中元素的質(zhì)量濃度，mg/L；V0為消解后試樣的定容體積，mL；m1為干燥前固體廢物樣品的稱取量，g；m2為干燥后固體廢物樣品的質(zhì)量，g；m3為研磨過篩后試樣的稱取量，g.

結(jié)合圖1，可知通常情況下，湘潭市河?xùn)|污水處理廠的污水污泥并未超出國家規(guī)定限值.

圖1 剩余污泥中重金屬Cu、Zn總含量Fig.1 Total contents of heavy metals Cu and Zn in remaining sludge

由圖1可知，污泥中的Cu、Zn含量存在明顯差異，通常情況下，鋅含量高于銅含量，其中鋅元素的濃度范圍為732.8～1 204.59 mg/kg干污泥，銅元素的濃度范圍為571.7～866.4 mg/kg(干污泥).但同一污水廠取樣的不同批次污泥同種重金屬也存在較大差異，分析這一差異與該污水處理廠污水來源及成分變動(dòng)有較大關(guān)系.

Cu、Zn均為重金屬，其含量影響著污泥中微生物發(fā)酵產(chǎn)酸的效率[12].從圖中我們可以看到每批次Cu、Zn含量不同，且含量比值也是不同的.

從表2中可知，第2批樣品中Zn與Cu含量比值最高，為1.62；第3批樣品中Zn與Cu含量比值最低，為1.08.

表2 剩余污泥每批次Zn/Cu比值

2.1.2 Cu、Zn形態(tài)特征分析形態(tài)特征分析是指表征與測定一個(gè)元素在環(huán)境中存在的各種不同化學(xué)形態(tài)與物理形態(tài)的過程.一般分為水溶及可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)物結(jié)合態(tài)以及殘?jiān)鼞B(tài).其中，有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘余態(tài)被稱為穩(wěn)定態(tài)[18-19]，其不易與生物接觸從而不會(huì)對(duì)其產(chǎn)生影響.其余三種為不穩(wěn)定態(tài).

由圖2及圖3可知，剩余污泥中重金屬Cu、Zn主要分布在穩(wěn)定態(tài)(有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘余態(tài))，其中穩(wěn)定態(tài)銅占銅總含量的90.4%以上，穩(wěn)定態(tài)鋅占鋅總含量的62.96%以上，而不穩(wěn)定態(tài)銅和不穩(wěn)定態(tài)鋅含量均較低.

由圖2知，重金屬銅的五種形態(tài)特征分布比例大致為：有機(jī)結(jié)合態(tài)>殘余態(tài)>可交換態(tài)>碳酸鹽結(jié)合態(tài)>鐵錳氧化物結(jié)合態(tài).其中，有機(jī)結(jié)合態(tài)銅的含量約為總量的80%，殘余態(tài)銅約為總量的10%左右，而可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)不足總量的10%，碳酸鹽結(jié)合態(tài)含量較少，基本低于3%，鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)含量最少，基本為0.但不同批次污泥中重金屬的形態(tài)特征分布也存在較為明顯的差異，以第五批次為例展開分析，該批次碳酸鹽結(jié)合態(tài)銅達(dá)到5.41%，約為其他批次碳酸鹽結(jié)合態(tài)銅的2倍；可交換態(tài)銅約為1.59%，分別遠(yuǎn)低于另三個(gè)批次的可交換態(tài)銅的含量.

S1-可交換態(tài)；S2-碳酸鹽結(jié)合態(tài)；S3-鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)；S4-有機(jī)結(jié)合態(tài)；S5-殘余態(tài)圖2 剩余污泥中重金屬Cu的形態(tài)特征分布Fig.2 The distribution of heavy metal Cu in residual sludge

由圖3可知，重金屬鋅的五種形態(tài)特征分布比例大致為：殘余態(tài)>有機(jī)結(jié)合態(tài)>碳酸鹽結(jié)合態(tài)>可交換態(tài)>鐵錳氧化物結(jié)合態(tài).其中，殘余態(tài)鋅含量約為總量的40%，有機(jī)結(jié)合態(tài)鋅含量范圍為21.83%～45.12%，分布規(guī)律并不均勻，碳酸鹽結(jié)合態(tài)鋅含量范圍為13.17%～28.93%，分布規(guī)律相對(duì)較為均勻穩(wěn)定，而可交換態(tài)鋅約為總量的6%左右，鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)約為總量的3%.觀察第五批次數(shù)據(jù)，殘余態(tài)鋅含量較其他批次低，約為其他批次的二分之一，有機(jī)結(jié)合態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)較其他批次含量更高，這與該污水處理廠進(jìn)水水質(zhì)波動(dòng)變化有密不可分的聯(lián)系.

綜上所述，Cu、Zn主要分布在穩(wěn)定態(tài)，該形態(tài)特征難降解、生物有效性較差，適于填埋處置，但若不加處理仍會(huì)對(duì)環(huán)境構(gòu)成威脅.而研究剩余污泥中重金屬對(duì)發(fā)酵產(chǎn)酸的影響，則可優(yōu)先研究其不穩(wěn)定態(tài)對(duì)微生物發(fā)酵產(chǎn)酸的影響.

S1-可交換態(tài)；S2-碳酸鹽結(jié)合態(tài)；S3-鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)；S4-有機(jī)結(jié)合態(tài)；S5-殘余態(tài)圖3 剩余污泥中重金屬Zn的形態(tài)特征分布Fig.3 The distribution of heavy metal Zn in residual sludge

2.2 剩余污泥厭氧發(fā)酵產(chǎn)揮發(fā)性脂肪酸分析

2.2.1 總揮發(fā)性脂肪酸累積規(guī)律圖4描述了剩余污泥在36 ℃，120 r/min條件下厭氧發(fā)酵7 d過程的總揮發(fā)性脂肪酸累計(jì)規(guī)律.總揮發(fā)性脂肪酸量為乙酸、丙酸、異丁酸、正丁酸、異戊酸和正戊酸六種揮發(fā)性脂肪酸各自累積量換算為COD當(dāng)量后求和值，用來表示碳源的量值.

圖4 剩余污泥厭氧發(fā)酵產(chǎn)揮發(fā)性脂肪酸的累積規(guī)律Fig.4 Accumulation of volatile fatty acids by anaerobic fermentation of residual sludge

由圖4可以看出，總揮發(fā)性脂肪酸累積量從第1天到第2天一直呈現(xiàn)上升累增的趨勢(shì)，之后開始出現(xiàn)持平或下降的趨勢(shì)，總累積量基本在第2天達(dá)到最大值.其中，第五批樣品整體累積量是所有批次中最多的；其余四批樣品的累計(jì)規(guī)律變化并未達(dá)到一致，但第7天的累積量五批數(shù)據(jù)基本一致，穩(wěn)定在175 gCOD/g左右.需要特別注意的是，第一批樣品的總揮發(fā)性脂肪酸積累量在發(fā)酵過程中一直呈下降趨勢(shì)，考慮到是樣品且在低溫下儲(chǔ)存時(shí)間略長，沒有及時(shí)進(jìn)行測量導(dǎo)致一部分揮發(fā)性脂肪酸溶于水而產(chǎn)生的結(jié)果.

2.2.2 各揮發(fā)酸組分占總揮發(fā)酸積累量的百分比由圖4可知，總揮發(fā)性脂肪酸累積量基本在第2天達(dá)到最大累計(jì)值，因此以五批樣品在第2天取樣測定得到的各揮發(fā)性脂肪酸累積量組分占總揮發(fā)性脂肪酸累積量的比例作圖5.

圖5 各揮發(fā)性脂肪酸占總揮發(fā)性脂肪酸積累量的百分比Fig.5 The percentage of each volatile fatty acid in total volatile fatty acid accumulation

由圖5及表3可知，五批樣品均是在污泥進(jìn)行厭氧發(fā)酵的第2天測得的各組分的含量，乙酸的含量均最多，第一、四、五批樣品異丁酸的含量均最少，第二、三批次樣品中正戊酸的含量最少.

五批污泥進(jìn)行發(fā)酵第2天各組分與VFAs總量的百分比如表3所示.

表3 各揮發(fā)性脂肪酸所占比例

2.2.3 Cu、Zn含量及形態(tài)特征對(duì)揮發(fā)性脂肪酸積累量的影響觀察圖4和圖5，并結(jié)合圖3中重金屬鋅的形態(tài)特征分布，發(fā)現(xiàn)揮發(fā)性脂肪酸含量變化與樣品中重金屬鋅的不穩(wěn)定態(tài)存在一定聯(lián)系.選用第2～4批進(jìn)行分析.在這4批樣品中，發(fā)酵第2天總揮發(fā)性酸的含量與批次間存在如下關(guān)系：第5批>第3批>第2批>第4批；同時(shí)，在發(fā)酵第2天的VFAs構(gòu)成中，乙酸的含量存在如下關(guān)系：第4批>第2批>第3批>第5批.而重金屬鋅的不穩(wěn)定態(tài)系(可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài))含量存在如下關(guān)系：第5批>第3批>第2批>第4批，即與總揮發(fā)性酸含量變化相同，而與乙酸含量占比變化相反.

重金屬鋅的不穩(wěn)定態(tài)可能會(huì)在厭氧發(fā)酵過程中被生物吸收，當(dāng)其濃度在微生物體內(nèi)積累到一定程度時(shí)，通過與微生物酶中的氨基、羧基等相結(jié)合，從而使酶失活.根據(jù)上述規(guī)律存在的關(guān)系，可合理推測：重金屬鋅的不穩(wěn)定態(tài)含量高，會(huì)使厭氧發(fā)酵過程中的水解酸化階段或產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸階段的微生物酶活性受到抑制，使乙酸轉(zhuǎn)化率降低，揮發(fā)性有機(jī)酸含量累積，從而可能進(jìn)一步影響發(fā)酵產(chǎn)酸第三階段——產(chǎn)甲烷階段，無法進(jìn)行資源化利用.該結(jié)論需要進(jìn)一步進(jìn)行實(shí)驗(yàn)探究.

2.3 剩余污泥厭氧發(fā)酵過程中溶解性蛋白質(zhì)及碳水化合物變化分析

2.3.1 溶解性蛋白質(zhì)變化規(guī)律每天對(duì)發(fā)酵污泥上清液中的溶解性蛋白質(zhì)進(jìn)行測定，數(shù)據(jù)如圖6所示.從圖6可知，溶解性蛋白質(zhì)濃度在隨污泥厭氧發(fā)酵過程中存在先上升后減少的規(guī)律變化，且在第4天濃度含量達(dá)到最大.但第4批樣品存在一定誤差，其含量變化呈平緩遞減趨勢(shì).

圖6 溶解性蛋白質(zhì)濃度在污泥厭氧發(fā)酵過程中的變化趨勢(shì)Fig.6 The variation trend of soluble protein during sludge anaerobic fermentation

蛋白質(zhì)是生物生命活動(dòng)所需要的營養(yǎng)物質(zhì)，但一般情況下需要在細(xì)胞外酶的作用下分解為氨基酸類小分子物質(zhì)后，方可被生物吸收.圖6中所示規(guī)律表明：厭氧發(fā)酵1～4天，蛋白質(zhì)含量不斷累積，但累積速率逐天減緩，即水解速率在逐天升高；在第4天時(shí)，蛋白質(zhì)累積量達(dá)到最高點(diǎn)；厭氧發(fā)酵4～7天，蛋白質(zhì)含量減少，即蛋白質(zhì)水解酶含量升高，速率明顯提高.

2.3.2 碳水化合物變化規(guī)律每天對(duì)發(fā)酵污泥上清液中的碳水化合物(葡萄糖)進(jìn)行測定，數(shù)據(jù)如圖7所示.從圖7中可以發(fā)現(xiàn)，碳水化合物濃度在隨污泥厭氧發(fā)酵的過程中存在平穩(wěn)上升趨勢(shì)，其濃度含量在不斷累積增多.但第4批樣品存在一定誤差，其含量變化在第4天后呈減少趨勢(shì).

葡萄糖是生物生命活動(dòng)所必需的營養(yǎng)物質(zhì).一般情況下，多糖類碳水化合物在細(xì)胞外酶的作用下被水解為單類小分子物質(zhì)后，可被微生物吸收，供其生命活動(dòng).圖7中所示規(guī)律表明：厭氧發(fā)酵1～7天，碳水化合物(葡萄糖)含量在不斷升高，即多糖或低聚糖物質(zhì)在不斷發(fā)生水解，且發(fā)酵過程中微生物具有足夠的能量供其生命活動(dòng).

圖7 碳水化合物濃度在污泥厭氧發(fā)酵過程中的變化趨勢(shì)Fig.7 The variation trend of carbohydrate concentration during sludge anaerobic fermentation

2.3.3 Cu、Zn含量及形態(tài)特征對(duì)溶解性蛋白質(zhì)及碳水化合物的影響根據(jù)厭氧發(fā)酵三階段理論，上述兩種反應(yīng)發(fā)生在水解酸化階段，可為后續(xù)產(chǎn)氫產(chǎn)甲烷提供有機(jī)碳源和能量.

在圖6和圖7中，發(fā)酵1～4天內(nèi)，隨著厭氧發(fā)酵過程的進(jìn)行，溶解性蛋白質(zhì)濃度和碳水化合物濃度逐天升高，反映出細(xì)胞外酶數(shù)量及活性不斷升高，故在該時(shí)間段內(nèi)可以提供足夠的營養(yǎng)物質(zhì)供微生物生長、繁殖；第4天之后，碳水化合物的累積量仍然在增加，但可溶性蛋白質(zhì)濃度減少，即證明蛋白質(zhì)水解酶活性在第4天后活性下降或數(shù)量減少；發(fā)酵第7天與第1天濃度對(duì)比發(fā)現(xiàn)，溶解性蛋白質(zhì)的濃度大體持平，碳水化合物濃度是發(fā)酵第1天的1.5～5倍.該結(jié)果表明：在發(fā)酵產(chǎn)酸過程中，污泥中自身可提供的碳水化合物較多，而溶解性蛋白質(zhì)含量較少且消耗較快，從而抑制了污泥中微生物的生長、繁殖，使得水解酸化速率降低甚至停滯，造成污泥中有機(jī)碳源的浪費(fèi).

第4批樣品的水解酸化階段變化規(guī)律與其他批次樣品存在明顯差異，通過圖1可看到第4批樣品中重金屬銅含量最高.故其出現(xiàn)差異的可能原因是銅含量過高從而對(duì)微生物酶活性產(chǎn)生了抑制作用，使水解酸化階段受到抑制.

2.4 厭氧發(fā)酵液中的溶解性有機(jī)物

在三維熒光光譜中，EEM峰分為5個(gè)主要區(qū)域，包括簡單的芳香性蛋白質(zhì)如酪氨酸(區(qū)域I)和色氨酸(區(qū)域II)，類富里酸物質(zhì)(區(qū)域III)，溶解性細(xì)胞副產(chǎn)物類物質(zhì)(區(qū)域IV)和類腐殖質(zhì)物質(zhì)(區(qū)域V)[20]，具體劃分區(qū)域見表4.

表4 三維熒光光譜中5個(gè)主要熒光區(qū)域劃分

DOM主要包括類酪氨酸蛋白質(zhì)、類色氨酸蛋白質(zhì)、類富里酸、類腐殖質(zhì)和溶解性細(xì)胞副產(chǎn)物等，可通過熒光分光光度計(jì)定性分析DOM的EEM圖譜，用來評(píng)價(jià)剩余污泥厭氧發(fā)酵過程污泥的降解情況.

由圖8 (a)可知，在未發(fā)酵的原污泥樣品中，出現(xiàn)熒光強(qiáng)度較弱的1個(gè)峰，是Ⅴ區(qū)域的類腐殖質(zhì)物質(zhì).污泥經(jīng)過厭氧發(fā)酵后，如圖8(b) (c) (d)所示，V區(qū)域的熒光強(qiáng)度得到增強(qiáng)，即表明類腐殖質(zhì)物質(zhì)不斷增多.在圖8(b)中，同圖8(a)相比，出現(xiàn)熒光較弱的1個(gè)峰，是Ⅲ區(qū)域的類富里酸物質(zhì)(Ex/Em為235/385)，但隨著發(fā)酵的進(jìn)行，該熒光消失，說明隨著剩余污泥的發(fā)酵溶解，類富里酸物質(zhì)在生成少量后迅速被分解或被生物吸收利用.

圖8 厭氧發(fā)酵過程中溶解性有機(jī)物組成的變化Fig.8 Changes in the composition of dissolved organic matter during anaerobic fermentation

研究表明，類腐殖酸物質(zhì)主要存在于黏液層和LB-EPS中[21].隨著剩余污泥的溶解，不能被微生物吸收的類腐殖質(zhì)物質(zhì)增多，微生物不能將其轉(zhuǎn)化利用；污泥中胞外聚合物EPS的最外層有機(jī)物微量釋放到溶液中，迅速被吸收后不再有其他明顯變化.

2.5 Cu、Zn濃度對(duì)厭氧發(fā)酵過程中Zeta電位的影響

污泥的Zeta電位與膠態(tài)分散的穩(wěn)定性有關(guān).Zeta電位的高低決定體系趨于分散或凝聚.Zeta電位越高，體系越穩(wěn)定；反之，Zeta電位越低，體系越容易發(fā)生凝聚作用.由于體系的凝聚作用增強(qiáng)了發(fā)酵細(xì)菌對(duì)底物的生物反應(yīng)，因此Zeta電位是表示有機(jī)物水解的重要參數(shù)[22-23].

圖9為不同批次，即不同Cu、Zn濃度下Zeta電位的變化情況.在發(fā)酵過程中，整個(gè)體系帶負(fù)電，污泥中膠態(tài)呈現(xiàn)先分散、后凝聚的變化.說明在反應(yīng)前期，Zeta電位數(shù)值較高，體系中相互排斥作用較大，使得厭氧細(xì)菌和底物之間不能進(jìn)行相互作用[4].在反應(yīng)后期，Zeta電位數(shù)值較低，體系中相互排斥作用減弱，厭氧細(xì)菌和底物之間可以相互作用[24].結(jié)合表2 Zn與Cu含量的比值，第2批樣品Zn與Cu含量比值最高，其Zeta電位數(shù)值持續(xù)升高；第3批樣品Zn與Cu含量比值最低，其Zeta電位數(shù)值變化幅度最高.結(jié)合圖4揮發(fā)性脂肪酸總量累積規(guī)律可知，在厭氧發(fā)酵第3～7天，VFAs總量累積逐天減少，其可能原因是電位值過高，厭氧細(xì)菌和底物之間不能相互作用，使得產(chǎn)酸量降低.

圖9 底物Zeta電位在發(fā)酵產(chǎn)酸過程中的變化Fig.9 Effects of AEG dosage on the Zeta potential of substrates

3 結(jié)果討論

本課題實(shí)驗(yàn)研究主要考察剩余污泥中重金屬Cu、Zn的總含量及其形態(tài)特征分布對(duì)剩余污泥厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸的影響，得到的主要結(jié)論如下：

(1)不同批次污泥中的Cu、Zn含量存在明顯差異，通常情況下，鋅含量高于銅含量，其中鋅元素的濃度范圍為732.8～1204.59 mg/kg(干污泥)，銅元素的濃度范圍為571.7～866.4 mg/kg(干污泥).

(2)剩余污泥中重金屬Cu、Zn主要分布在穩(wěn)定態(tài)(有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘余態(tài))，重金屬銅的5種形態(tài)特征分布比例大致為：有機(jī)結(jié)合態(tài)>殘余態(tài)>可交換態(tài)>碳酸鹽結(jié)合態(tài)>鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)，金屬鋅的5種形態(tài)特征分布比例大致為：殘余態(tài)>有機(jī)結(jié)合態(tài)>碳酸鹽結(jié)合態(tài)>可交換態(tài)>鐵錳氧化物結(jié)合態(tài).

(3)總揮發(fā)性脂肪酸累積量總體上呈現(xiàn)上升后開始出現(xiàn)持平或下降趨于穩(wěn)定的趨勢(shì)，總累積量基本在第2天達(dá)到最大值.重金屬Zn的不穩(wěn)定態(tài)(可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài))含量高，可能會(huì)使厭氧發(fā)酵過程中的水解酸化階段或產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸階段的微生物酶活性受到抑制，使乙酸轉(zhuǎn)化率降低，揮發(fā)性有機(jī)酸含量累積，從而可能進(jìn)一步影響發(fā)酵產(chǎn)酸第三階段產(chǎn)甲烷階段，無法進(jìn)行資源化利用.當(dāng)重金屬Cu濃度過高時(shí)，會(huì)影響水解過程中蛋白質(zhì)及多糖類物質(zhì)的分解，使得營養(yǎng)物質(zhì)過低，微生物不能大量生長繁殖，影響發(fā)酵過程.

(4)在原污泥正常發(fā)酵產(chǎn)酸過程中，由于Zeta電位過高，物質(zhì)間排斥力大于吸引力，使得厭氧細(xì)菌和底物無法相互作用；同時(shí)，污泥在厭氧發(fā)酵過程中會(huì)產(chǎn)生大量類腐殖質(zhì)物質(zhì)，而這些物質(zhì)不能被微生物分解利用.這表明在污泥厭氧發(fā)酵過程中，大量物質(zhì)無法被微生物所利用，在污泥中堆積后做填埋處理，造成了一定的資源浪費(fèi).

綜上所述，污泥中重金屬Zn、Cu的含量及其形態(tài)特征對(duì)污泥發(fā)酵產(chǎn)酸過程存在多因素交叉影響作用，當(dāng)其總量或某一形態(tài)含量過高時(shí)所呈現(xiàn)的抑制作用較大.若要利用污泥中本身所含有的碳源，需外加藥物對(duì)污泥中的重金屬含量及形態(tài)進(jìn)行一定范圍的控制，以促進(jìn)水解酸化階段.