一种促进污泥中多环芳烃厌氧降解的方法

张 佩，沈秋婷，陈银广

(同济大学环境科学与工程学院污染控制与资源化研究国家重点实验室，上海 200092)

Fig.3 Effects of HA-Aladdin dosage on the anaetobic biodegradation efficiency of phenanthrene

一种促进污泥中多环芳烃厌氧降解的方法

张 佩，沈秋婷，陈银广

(同济大学环境科学与工程学院污染控制与资源化研究国家重点实验室，上海 200092)

多环芳烃(Polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)是目前环境中广泛关注的一类新型有机污染物，具有“三致作用”，常吸附于污泥而影响厌氧发酵过程。截止至目前，如何提高污泥中PAHs在厌氧发酵过程中的降解效率的研究还未见报道。本论文首先采用快速准确测定污泥中菲的方法，在此基础上，研究了腐殖质调控对菲在污泥厌氧发酵过程中降解效率的影响，并对其促进机理深入分析。

多环芳烃；腐殖质；促进；生物降解

多环芳烃(PAHs)是指由两个或两个以上苯环相互连接构成的碳氢化合物，是一类在污泥中频繁被检出且浓度较高的有毒有害污染物。它们水溶性低，对生物体具有致畸、致癌、致突变的三止作用，被中国、美国及欧盟列为环境优先控制污染物，为对环境有持久性危害的有机污染物。PAHs的来源包括天然及人文来源，其中人类的生活和生产活动是PAHs的最主要来源，包括工业生产、垃圾焚烧和填埋、食品加工、交通直接排放以及轮胎磨损和路面磨损产生的沥青及道路扬尘等[1]。研究表明，这些过程释放到大气中的PAHs经过大气的干湿沉降和地表径流进入城市污水处理厂。由于PAHs的疏水性和亲脂性，在城市污水处理过程中，PAHs极易吸附到污泥颗粒上[2]，影响污泥的土地安全利用。

我国污水处理厂城市污泥中的PAHs地域差异大，总体浓度较国外高。赵晓莉等对长江三角洲41座典型城市污水处理厂产生的污泥中的16种PAHs的含量进行了调查分析，分析结果表明，污泥中的∑PAHs含量在8.54～55.807mg/kg之间，其中以3环和4环的PAHs为主，而2环、5环和6环的PAHs的含量相对较低[3]。Hu等对我国浙江省造纸厂、印染厂和城市污水处理厂污泥中的PAHs进行了相关研究，研究结果表明，污泥中的16种PAHs的含量在9.19～23.68mg/kg之间，污泥中的∑PAHs的含量随污泥的来源不同而发生变化，其中造纸厂污泥中的∑PAHs最高，印染厂污泥中的∑PAHs最低，污泥在经过消解后，∑PAHs含量发生明显下降[4]。因此，研究如何高效地降解污泥中的PAHs，尤其是2～4环PAHs，对污泥的安全土地利用具有重大意义。

目前对PAHs的处理方法有物理法、化学法和生物降解等，其中生物降解是处理PAHs的主要途径[5]。生物降解具有降解完全、无污染、经济可行等优点。许多细菌、真菌、藻类都有降解PAHs的能力，常见的有红球菌属(Rhodococcus)、微球菌属(Micrococcus)、蓝细菌(Cyanobacteria)、诺卡氏菌属(Nocardia)、棒状杆菌属(Corynebacterium)、气单胞菌属(Aeromonas)、黄杆菌属(Flavobacterium)、假单胞菌属(Pseudomonas)、拜叶林克氏菌属(Beijernckia)、分枝杆菌(Mycobacterium)、芽胞杆菌属(Bacillus)和弧菌属(Vibrio)[6]。

大量研究表明，PAHs具有疏水亲脂性，溶解度低，使它的可生物利用性低，限制了PAHs的生物降解[7-8]。表面活性剂可以增加多环芳烃的溶解度，提高生物可利用性[9]。腐殖酸动、植物残体通过生物、非生物的降解、聚合等作用形成的天然有机质，广泛存在土壤、水体和沉积物中，含有酚羟基、羧基、醇羟基、烯醇基、磺酸基、取代氨基、醌基、羰基、甲氧基等多种基团，具有较强的配合和吸附能力，能与环境中的金属离子、氧化物、氢氧化物、矿化物、有机质、污染物等发生相互作用。因此，腐殖酸的环境行为对污染物质的迁移、转化和降解等过程起着重要的作用[10]。目前已有研究表明，腐殖酸具有表面活性剂作用，增加PAHs的溶解度，促进PAHs的降解[11-12]。

1 材料与方法

1.1 试验材料

供试污泥取自上海曲阳污水处理厂的回流污泥泵房。放置于放置于4 ℃下静置24 h排出上清液，过2.0 mm筛去除大粒径杂质，根据试验所需稀释或浓缩后待用。对污泥的主要性质进行测定，结果如表1所示。

表1 剩余污泥主要性质

注：实验数据为三次实验平均值，结果表示为平均值±标准偏差。

供试腐植酸(Humic acds)，简称HA。共选取4类腐殖质类物质，其中3种购自上海阿拉丁试剂公司、(HA-Aladdin)美国 Sigma-Aldrich公司(HA-Sigma)，和天津科密欧化学试剂有限公司(HA-TJ)，一种腐植酸类似物AQDS购自Sigma-Aldrich公司。供试PAHs选用菲作为目标降解物，单品固体样品购置与J&K百灵威科技公司。丙酮、二氯甲烷、正己烷、乙腈等购置于美国 Sigma-Aldrich公司，纯度为色谱HPLC级。

实验仪器主要为美国安捷伦(Agilent)高效液相色谱仪(HPLC 1260)，配置紫外检测器(VWD)，色谱柱为Agilent Eclipse PAH (250 mm×4.6 mm×5 μm)，试验所用流动相为乙腈和超纯水，采用梯度淋洗。进样体积为20 μL，柱温30℃，流动相流速为1.2 mL/min，紫外检测器检测波长为254 nm。

1.2 实验设计

污泥厌氧发酵降解PAHs的批次试验在600 mL血清瓶中进行。试验前，菲配置成1g/L的储备液，即称取1g 菲，加入1L的甲醇中，置于棕色瓶中4℃保存。污泥浓度为10 g-TSS/L。加入PAHs保证终浓度为100 mg/kg-TSS，加入腐植酸使其最终浓度为0.5g/g-TSS，总反应体积为300 mL。反应器共分为5组，第一组为空白组，1-1#，1-2#；第2组为HA-Aladdin组，2-1#，2-2#；第3组为HA-Sigma组，3-1#，3-2#，第4组为AQDS组，4-1#，4-2#，第5组为HA-TJ组，5-1#，5-2#。所有反应器pH值均调节至6.8-7.2并控制反应器中的pH值，氮气吹扫3 min达到厌氧环境，盖上橡胶塞密封后置于恒温摇床中(37℃)振荡培养，转速150 rpm。

1.3 样品的处理与分析

PAHs的预处理流程主要包括：目标有机物提取(Extract)、样品提取液浓缩(Clean-up)、淋洗液收集浓缩(Collect and concentrate)以及最终定容上机分析(Reconstitute volume and analyze)。近年来，研究表明，超声波萃取技术可有效提取植物和环境固体样品中的有机污染物，且操作简单，因此具有广泛的应用[13]。

图1 污泥中的多环芳烃提取检测流程图

如图1，将赋存PAHs的污泥样品取出后冷冻干燥，碾磨得到粉末状样品。加入二氯甲烷：正己烷(1:1)以及活化的去硫铜粉超声萃取60 min后至旋转蒸发仪浓缩。浓缩液进一步转移至SPE装置进行固相分离并用Si SPE小柱分离纯化。最后通过氮吹仪吹缩洗脱液，乙腈定容后进入液相分析测定浓度。

2 结果与讨论

2.1 不同腐殖质类物质对菲在污泥厌氧发酵过程中降解效率的影响

试验首先考察了不同种类腐殖质条件下菲厌氧生物降解的效率。对于PAHs的厌氧生物降解主要集中于反硝化还原体系、硫酸盐还原体系、金属还原体系和产甲烷体系[14-18]。由图3可得，初始菲浓度为100 mg/kg-TSS，在经过10 d的厌氧发酵后，空白组中剩余的菲浓度为57.33 mg/kg-TSS，而添加HA-Aladdin、HA-Sigma、AQDS和HA-TJ的反应器中菲的剩余浓度分别为14.82、52.58、35.55和26.84 mg/kg-TSS。相较于空白组，不同腐殖质类物质对菲的降解效率均有所提高。空白组的降解去除率为28.34%，而HA-Aladdin、HA-Sigma、AQDS和HA-TJ四种腐殖质类物质存在条件下，菲的降解去除率分别为81.48%，34.28%，55.56%和66.45%，其中，对菲降解促进作用最强的是HA-Aladdin。

图2 不同种类HAs对菲厌氧降解的影响

PAHs的厌氧降解缓慢，其机理研究尚不十分清楚，目前的研究主要集中于萘的厌氧生物降解途径，也有少量关于菲的厌氧代谢途径的报道。Fava等报道1.5%的腐殖质能加速PAHs的降解速率，有利于土壤的脱毒，增加水相中的PAHs及好氧降解PAHs的细菌[19]。也有研究发现HAs对PAHs的降解无明显作用甚至有抑制作用[20-21]。

2.2 不同浓度的pH值对菲在污泥厌氧发酵过程中降解效率的影响

图3 HA-Aladdin 浓度对菲厌氧降解的影响

Fig.3 Effects of HA-Aladdin dosage on the anaetobic biodegradation efficiency of phenanthrene

由2.1节可知，不同的腐殖质类物质对菲的厌氧降解效率起到不同程度的促进作用，选取其中对菲降解的促进作用最强的HA-Aladdin作为主要研究对象，探究不同浓度下HA-Aladdin对菲厌氧降解效率的影响。试验采用在反应器中加入0.02，0.1和0.5 g/g-TSS三种不同浓度的HA-Aladdin，于37℃条件下厌氧发酵10 d。由图3可知，在一定的HA-Aladdin浓度范围内，菲的降解率随着HA-Aladdin投加浓度的增加而增加。空白组中菲的降解率为26.35%，0.02，0.1和0.5 g/g-TSS HA浓度下，菲的降解率分别为27.27%，40.07%和81.95%。因此，污泥中菲的厌氧降解效果与HA的浓度有密切相关， Liang等发现在pH值 7时ESHA没有表面活性剂的作用，而在pH值 11.8时，随着ESHA浓度的增加，表面张力下降，同时0～200 μg/g的ESHA能增加芘的矿化效率[12]，与本试验结果相一致。

2.3 HAs对菲厌氧生物降解过程中电子传递的影响

目前HAs对PAHs降解影响的相关研究主要集中于土壤中的PAHs的降解以及好氧环境中PAHs的降解，HAs对PAHs降解的机理普遍认为是由于腐殖酸的增溶作用及吸附作用。对于厌氧环境中，由于HAs结构复杂，不同HAs在结构上和组成上差异较大，HAs对PAHs降解的影响以及不同HAs结构对PAHs降解机理的影响研究较少。PAHs的生物降解其本质为物质的氧化和还原，也必定涉及电子的迁移和转运，是生物代谢过程中的重要过程。如图4所示，通过电化学工作站对空白(不添加腐植质的)，仅为二甲基亚砜溶液(DMSO)及添加了四种不同腐殖质类物质的DMSO溶液的伏安特性分析发现，腐殖质类物质反应组有别于空白组的电化学特性。从图中可看出，加入HA-Aladdin的溶液电流最大，而HA-Sigma和AQDS其次，但所有的含腐殖质类溶液电流均高于空白组，表明HA-Aladdin具有更强的电子传递能力。众所周知，腐殖酸能作为电子穿梭体，加快电子传递速率。当然，HAs是一类含有大量含氧官能团且结构复杂的有机物，其与菲的作用机理也相当复杂，需查阅大量的文献及结合大量的实验深入探究。

图4 不同腐殖质类物质的伏安特性曲线分析

3 结论

采用课题组之前前期已建立的一套测定PAHs的有效方法(一种促进污泥中多环芳烃厌氧降解的方法：CN 104310739 A)，快速准确的对多环芳烃分析测定。采用高效液相色谱-紫外检测器联用的方法可实现PAHs的高响应值和灵敏度，超声萃取法能有效萃取污泥中PAHs，利用Si SPE小柱固相萃取分离纯化，回收率高。此外，影响污泥系统微生物降解PAHs的因素包括pH值，温度，营养盐，污染物化学结构等，但主要限制因素为PAHs在水相中的溶解度低。通过类比表面活性剂或者碱性条件提高了PAHs的生物可利用性和降解率等有效途径，发现腐殖质类物质也可有效促进菲的厌氧降解。研究发现，不同的腐殖质类物质对菲的促进效果不同，但均有促进作用，其中HA-Aladdin的促进作用最强。进一步研究发现，在一定的浓度范围内，随着HA-Aladdin浓度的升高，其对菲在污泥中的厌氧降解效率也随之增加。机理研究发现，腐殖质类物质可作为有机物增溶剂或者电子传递体的作用增加PAHs在水相中的溶解性能，并可加速微生物细胞间的电子传递能力，有利于菲的降解，为腐殖质类物质与PAHs之间的相互作用及PAHs的生物降解提供一定的理论基础。

[1] 王桂山, 仲兆庆，王福涛. Pah(多环芳烃)的危害及产生的途径[J].山东环境, 2001(2): 41-41.

[2] Barret M, Delgadillo-Mirquez L, Trably E, et al. Anaerobic removal of trace organic contaminants in sewage sludge: 15 years of experience[J].PEDOSPHERE(土壤圈(英文版)), 2012, 22(4): 508-517.

[3] 赵晓莉,朱 伟. 长三角部分城市污泥pahs质量分数及特征分析[J].环境科学研究, 2010, 23(9): 1174-1179.

[4] Hu Y, Li G, Yan M, et al. Investigation into the distribution of polycyclic aromatic hydrocarbons (pahs) in wastewater sewage sludge and its resulting pyrolysis bio-oils[J].Science of the Total Environment, 2014, 473-474(3): 459-464.

[5] Cerniglia C E. Biodegradation of polycyclic aromatic hydrocarbons[J]. Biodegradation, 1992, 3(2): 351-368.

[6] 陈春云,岳 珂,陈振明, 等. 微生物降解多环芳烃的研究进展[J]. 微生物学杂志, 2007, 27(6): 100-103.

[7] Garciajunco M, Gomezlahoz C, Niquiarroyo J L, et al. Biosurfactant- and biodegradation-enhanced partitioning of polycyclic aromatic hydrocarbons from nonaqueous-phase liquids[J]. Environmental Science & Technology, 2003, 37(13): 2988.

[8] Alcántara M T, Gómez J, Pazos M, et al. Pahs soil decontamination in two steps: Desorption and electrochemical treatment[J]. Journal of Hazardous Materials, 2009, 166(1): 462-468.

[9] Aryal MLiakopoulou-Kyriakides M. Biodegradation and kinetics of phenanthrene and pyrene in the presence of nonionic surfactants by arthrobacter strain sphe3[J].Water, Air, & Soil Pollution, 2013, 224(2): 1426.

[10] 贺 婧, 颜 丽,杨 凯, 等. 不同来源腐殖酸的组成和性质的研究[J].土壤通报, 2003, 34(4): 343-345.

[11] Lin K, Bao W W, Chen L L, et al. Effects of humic acid on solubility and biodegradation of polycyclic aromatic hydrocarbons in liquid media and mangrove sediment slurries[J]. Chemosphere, 2009, 76(8): 1102-1108.

[12] Liang Y, Britt D W, Mclean J E, et al. Humic acid effect on pyrene degradation: Finding an optimal range for pyrene solubility and mineralization enhancement[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2007, 74(6): 1368-1375.

[13] Sun F, Littlejohn DGibson M D. Ultrasonication extraction and solid phase extraction clean-up for determination of us epa 16 priority pollutant polycyclic aromatic hydrocarbons in soils by reversed-phase liquid chromatography with ultraviolet absorption detection 1[J]. Analytica Chimica Acta, 1998, 364(1-3): 1-11.

[14] Al-Bashir B, Cseh T, Leduc R, et al. Effect of soil/contaminant interactions on the biodegradation of naphthalene in flooded soil under denitrifying conditions[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 1990, 34(3): 414-419.

[15] Chen S H, Aitken M D. Salicylate stimulates the degradation of high-molecular weight polycyclic aromatic hydrocarbons by pseudomonas saccharophila p15[J]. Environmental Science & Technology, 2010, 33(3): 435-439.

[16] Coates J D, Anderson R TLovley D R. Oxidation of polycyclic aromatic hydrocarbons under sulfate-reducing conditions[J].Applied & Environmental Microbiology, 1996, 62(3): 1099-1101.

[17] Anderson R TLovley D R. Naphthalene and benzene degradation under fe(iii)-reducing conditions in petroleum-contaminated aquifers[J].Bioremediation Journal, 1999, 3(2): 121-135.

[18] Christensen N, Batstone D J, He Z, et al. Removal of polycyclic aromatic hydrocarbons (pahs) from sewage sludge by anaerobic degradation[J].Water Science & Technology, 2004, 50(9): 237-244.

[19] Fava F, Berselli S, Conte P, et al. Effects of humic substances and soya lecithin on the aerobic bioremediation of a soil historically contaminated by polycyclic aromatic hydrocarbons (pahs) [J]. Biotechnology & Bioengineering, 2004, 88(2): 214-223.

[20] Burgos W D, Pisutpaisal N, Tuntoolavest M, et al. Biodegradation of 1naphthol in the presence of humic acid. Environmental Engineering Science, 2000, 17(6): 343-351.

[21] Dipl-Biol F S, Dipl-Biol S H，Frimmel F H. Interaction of humic substances and polycyclic aromatic hydrocarbons (pahs) during the biodegradation of pahs[J]. Acta Hydrochimica Et Hydrobiologica, 1996, 24(6): 260-266.

(本文文献格式：张 佩，沈秋婷，陈银广.一种促进污泥中多环芳烃厌氧降解的方法[J].山东化工，2017，46(06)：168-171.)

A Method for Promoting Anaerobic Degradation of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in Sludge

ZhangPei，ShenQiuting，ChenYinguang

(State Key Laboratory of Pollution Control and Resource Reuse，School of Environmental Science and Engineering，Tongji University，Shanghai 200092，China)

Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) is one of persistent organic pollutants, which existed in the waste activated sludge (WAS) and would influence the anaerobic fermentation process due to great toxicity. However, little information is currently available on how to enhance the anaerobic biodegradation efficiency of PAHs in WAS. The concentration of phenantherne was determined fast and accurately by the high-performance liquid chromatogram. On this basis, the effects of phenantherne on the WAS anaerobic fermentation were investigated and the mechanisms were further explored.

PAHs；humic acids；promotion；anaerobic biodegradation

2017-03-07

X703

A

1008-021X(2017)06-0168-04