有機成分比例對高固體濃度厭氧發酵產甲烷的影響

趙云飛,劉曉玲,李十中,阮文權,劉建雙,田 夢 (.清華大學核能與新能源技術研究院,北京 00084；.江南大學環境與土木工程學院,江蘇 無錫 4；.中國環境科學研究院,城市水環境研究室,北京 000)

與其他新能源相比較,甲烷氣體的產生和存貯更為方便.同時,甲烷作為一種高效可再生的清潔能源,可廣泛應用于電力、熱力和交通運輸等行業[1].在諸多生產甲烷的技術中,有機廢棄物厭氧發酵產甲烷占據著主要的地位,它在獲得甲烷清潔能源的同時,亦可消耗有機廢棄物[2].

在有機廢棄物中,厭氧發酵產生的甲烷主要來源于碳水化合物、蛋白質和脂肪等有機成分[3].研究發現,碳水化合物、蛋白質和脂肪的理論甲烷產率分別為415,496,1014mL/gVS,而單獨厭氧發酵產生沼氣中的甲烷含量分別占50%、71%和68%[4-5].同時,在一個復雜的厭氧發酵體系中,碳水化合物、蛋白質和脂肪可相互影響厭氧菌群對各自的降解產甲烷代謝過程[6].然而,國內外就有機成分對厭氧發酵產甲烷的影響研究大多以簡單的有機物質為模擬底物[7],研究結果對于復雜的實際廢棄物厭氧發酵產甲烷過程可能缺指導和借鑒意義.

進料固體濃度大于 10%的高固體濃度厭氧發酵工藝因其具有水耗較低、單位容積處理量高、單位容積產氣率較高和沼渣更易處理等優勢,引起眾多研究者的興趣[8].本研究選取餐廚垃圾和剩余污泥進行組合,調配成含不同比例碳水化合物、蛋白質和脂肪的聯合底物,用于開展固體含量為12%的高固體濃度厭氧發酵產甲烷實驗,研究主要的有機成分比例對產甲烷效率和有機質降解過程的影響,并探討分析可能的原因,以便為預測實際有機廢棄物或它們組合形成的聯合底物的產甲烷特性提供參考.

1 材料與方法

1.1 底物性質

餐廚垃圾取自清華大學教工食堂,主要成分為米飯、饅頭、蔬菜、肉類等,作為廣泛餐廚垃圾的代表.將其自然晾干后,用食物粉碎機粉碎至 1～2mm.污泥取自北京市高碑店污水處理廠經脫水工藝處理后外運處置的污泥餅.兩種底物存貯于-18℃冰柜中備用.接種活性污泥取自無錫某啤酒廠厭氧反應器,經過一個月馴化后用于本實驗.餐廚垃圾和污泥主要性質如表 1所示.

表1 餐廚垃圾與污泥的主要性質Table 1 Characteristics of food waste and excess sludge

1.2 實驗方案

配置所含碳水化合物、蛋白質與脂肪的質量百分比分別為75:13:12、70:19:11、65:25:10、55:36:9、45:48:7、35:59:6和15:80:5的聯合底物,其主要性質見表2.調節聯合底物的進料TS含量為12%,接種活性污泥按照其與發酵底物 TS比值為1:4的比例加入反應器中.實驗在1L的厭氧反應裝置中進行,發酵溫度為(35±1)℃.同時,以接種活性污泥做空白對照,每個實驗重復3次.所有數據扣除空白對照樣后采用Excel 2007軟件進行統計學上的處理與分析.

表2 餐廚垃圾與污泥聯合底物的主要性質Table2 Characteristics of co-substrate of food waste and excess sludge at various mixing ratios

1.3 數據處理

采用 Modified Gompertz方程[10-11]式(1),對厭氧發酵生物化學甲烷勢進行測定:

式中:M(t)表示時間t時的累積產甲烷量, mL;Pm表示最大累積產甲烷量, mL; Rm表示最大產甲烷速率, mL/d; λ表示滯留時間,d.將擬合后的Pm和Rm分別除以初始投加的VS質量,得到每克VS最大產甲烷量 Ps(mL/gVS)以及最大比產甲烷速率 Rs[mL/(gVS·d)]的數值.通過分析 Ps和 Rs等指標來比較甲烷生物轉化效率.

在整個試驗階段,總氨氮(TNH3-N)中游離氨(FA)濃度和揮發性脂肪酸(VFAs)中分子態單酸濃度分別通過式(2)[12]和式(3)[13]計算得到:

式中: [NH3]表示反應體系中游離氨的濃度;[TNH3]表示反應體系中總氨氮濃度;pH表示反應體系中測得的pH值;本試驗T=(273.15+35)K.

式中: pKa表示各種單酸解離常數的負對數值;[A-]表示解離態單酸的濃度;[HA]表示分子態單酸的濃度,本實驗測定的 VFAs為[A-]和[HA]的總濃度.

本文對碳水化合物、蛋白質和脂肪的降解過程進行動力學分析,擬采用一級動力學方程,即[14]:

式中: C0為不同有機質的初始生物質濃度,gCOD/gTS;C為不同有機質時間t時的生物質濃度,gCOD/gTS;Kd為不同有機質的降解速率常數,d-1.

式中: m0為初始物料的總質量, g;w0為初始物料中各有機質的質量百分數, %; mt為時間t時物料的總質量,g;m瓶為空厭氧反應裝置的質量,g;wt為時間t時物料中各有機質的質量百分數,%.

碳水化合物、蛋白質和脂肪分子式可分別表示為C6H10O5、C5H7O2N和C57H104O6,3者的理論甲烷產率分別是415、496、1014mL/gVS.結合表 2中混合底物的有機成分含量,計算獲得理論甲烷產率[15].

1.4 分析方法

TS與VS含量采用重量法測定;pH值測定采用Mettler-ToledoDelta320型pH計測定;沼氣采用酸化至pH=2的飽和NaCl溶液體積置換法測定;氨氮濃度采用納氏試劑比色法測定.碳水化合物含量采用甲醛離心法[16]提取后,再用苯酚-硫酸法測定,以葡萄糖作為標準物.蛋白質含量通過測定凱氏氮再乘以 6.25計算得到[9].脂肪含量采用Bligh-Dyer方法[17]提取后,在80℃下干燥后采用重量法測定.

CH4含量采用氣相色譜法測定.色譜條件如下:填充柱:ProParkQ,0.3cm×200cm, 50～80 目;柱溫:50℃;檢測器:TCD;檢測器溫度:90℃;進樣口溫度:40℃;載氣:氦氣;電流:70mA.VFAs 的質量濃度采用氣相色譜法測定.色譜條件如下:FID檢測器;CP-WAX 57CB 毛細管柱(30m×0.25mm×0.25μm,美國Varian公司);采用一階程序升溫,初溫80℃,保持3min,后以15℃/min的速率升至210℃,保持2min;進樣室和檢測器的溫度都設為250℃.

2 結果與討論

2.1 主要有機成分比例對聯合底物產甲烷特性的影響

由表3可見,采用Modified Gomperts模型對不同有機成分比例聯合厭氧發酵產氣過程進行擬合的相關系數 R2值皆大于 0.98,這表明Modified Gomperts模型可以較好地反映實際固體廢棄物高濃度厭氧發酵產甲烷過程.研究發現,Pm和Rm隨蛋白質質量百分比增加、碳水化合物和脂肪質量百分比的降低,呈先上升后下降的變化過程.它們在碳水化合物、蛋白質與脂肪質量百分比為 55:36:9時獲得最高值,分別為 17811 mL;和642.2mL/d,這表明底物中主要有機成分為碳水化合物,并且其與蛋白質和脂肪達到較合適的比例時可獲得較高的甲烷產量.

滯留時間λ與Pm、Rm的變化情況不同,它隨著蛋白質的質量百分比增加而增加,說明發酵底物中的蛋白質質量百分比越高,發酵的啟動時間越長.累積產甲烷量達到最大累積產甲烷量的85%時,認為發酵過程結束.由表3可以看出,聯合底物中蛋白質質量百分比越高,發酵周期越長.當主要有機成分以蛋白質為主時,厭氧發酵周期平均為34.4d,發酵前期產氣效率較高.

表3 碳水化合物、蛋白質和脂肪不同比例聯合厭氧發酵基于Gompertz模型產氣性能比較Table 3 Comparison of modified Gomperts parameters in co-fermentation at various ratios of carbohydrate, protein and lipid

圖1 碳水化合物、蛋白質和脂肪不同比例對每克VS最大產甲烷量Ps和最大比產甲烷速率Rs的影響Fig.1 Effect of various mixing ratios of carbohydrate,protein and lipid on Ps and Rs

由圖1可見,底物中3種有機成分的質量百分比例可顯著影響 Ps和Rs,二者隨著碳水化合物、蛋白質和脂肪含量的改變呈現先上升后下降的變化過程.當碳水化合物、脂肪的質量百分比分別由75%降為65%、12%降為10%,蛋白質的質量百分比由13%上升為25%時,Ps從41.1mL/gVS緩慢上升為111.6mL/gVS, Rs穩定在 4.0mL/(gVS·d)左右.隨后,碳水化合物和脂肪的質量百分比繼續降至45%和7%,蛋白質質量百分比上升至48%的過程中, Ps和Rs皆先快速上升,而后迅速下降.在碳水化合物和脂肪質量百分比再分別降至 15%和5%時, Ps則緩慢降為245.0mL/gVS, Rs變化較小,穩定在 7.0mL/(gVS·d)左右.

整個厭氧發酵過程中, Ps和Rs的最大值均出現在碳水化合物、蛋白質和脂肪質量百分比比值為55:36:9 時,分別為404.1,11.2mL/(gVS·d).上述結果表明,實際有機廢棄物中碳水化合物和蛋白質質量百分比過高都不利于厭氧發酵產甲烷過程,而發酵底物中碳水化合物質量百分比略高于蛋白質時更有利于促使有機質轉化為甲烷.

2.2 主要有機成分比例對有機質降解特性的影響

碳水化合物、蛋白質和脂肪的降解動力學模型分析如圖2所示.利用Origin 8.1軟件對3種有機質的降解進行一級動力學擬合所得的相關系數 R2值較高(表4).實驗結果表明建立的線性模型與碳水化合物、蛋白質和脂肪實際的降解過程較為吻合,可反映這 3種有機物質在不同混合比例條件下各自的降解特性.

由表4可見,在高固體濃度厭氧發酵產甲烷過程中,碳水化合物的降解速率隨它在聯合底物中質量百分比的顯著降低、蛋白質質量百分比的顯著提高而迅速下降,降解速率常數 Kd值在0.035～0.094 d-1范圍內變化.蛋白質的降解速率隨碳水化合物質量百分比從75%降低到70%及蛋白質質量百分比從13%增加到19%而迅速提高,但之后碳水化合物質量百分比的持續下降和蛋白質質量百分比的持續上升對蛋白質降解速率的影響并不顯著,Kd值相對穩定在0.028 d-1左右.脂肪的降解速率隨著這 3種有機成分混合比例的變化呈現先上升后降低的過程,但變化幅度較小,Kd值在 0.036～0.056d-1之間.

圖2 不同比例的碳水化合物、蛋白質和脂肪降解動力學方程曲線Fig.2 First-order kinetic equation curves for co-substrate at various ratios of carbohydrate, protein and lipid

3種有機質平均降解速率常數大小順序為碳水化合物＞脂肪＞蛋白質.這可能是因為碳水化合物水解為單糖隨后被產酸菌利用生成短鏈脂肪酸的過程較為容易并且快速[18].此外,碳水化合物、蛋白質和脂肪在降解過程中限速步驟的差異性也可能導致這3種有機成分降解速率不同[9].蛋白質的降解速率要顯著低于碳水化合物和脂肪,說明蛋白質較其他兩種有機成分更難以降解,這就解釋了表 3中蛋白質質量百分比越高,厭氧發酵過程滯留時間λ和發酵周期越長.

研究發現[15]增加底物中蛋白質的比例有助于提高沼氣中甲烷的含量.但只有碳水化合物、蛋白質和脂肪這 3種主要有機成分質量百分比適當時才能顯著增強高固體濃度厭氧發酵產甲烷效率.實驗結果表明,當碳水化合物、蛋白質與脂肪的質量百分比比值為55:36:9時,可有效促進3種主要有機成分相互協同厭氧發酵降解為甲烷 (表3和圖1).

如表 5所示,碳水化合物的降解率隨其在有機質中質量百分比的增加而上升,降解率為57.8%～87.8%.蛋白質的降解率隨其在有機質中質量百分比的增加呈現先上升后降低的變化過程.而脂肪的降解率與其在有機質中質量百分比的變化無明顯關系,但隨著碳水化合物質量百分比從75%降低到65%和55%降低到15%時均降低,而碳水化合物質量百分比由65%降低到55%時,脂肪的降解率卻迅速提高.

厭氧發酵底物中不同種類有機質對應的厭氧微生物菌群不同,這表明適當添加碳水化合物一方面提升碳水化合物所對應厭氧微生物菌群活性,另一方面能夠刺激蛋白質和脂肪所對應微生物的活性,促使其進一步降解.3種有機質降解率的大小會直接影響甲烷產率.因此,在碳水化合物質量百分比為55%時, Ps達到最高值(圖1).

Ponsa等[3]認為底物中糖含量較高時,可獲得較高的糖類和蛋白質的降解率;蛋白質含量較高時的底物蛋白質并沒有很好地降解;底物中脂肪含量較高時,會抑制糖類和蛋白質的降解.這是因為底物中有機質的降解與底物的種類、實用性和復雜性相關[19],并且底物濃度和TS也會對有機質的降解造成一定的影響[20].結果表明,碳水化合物、蛋白質和脂肪質量百分比為55:36:9時,3種有機質的降解過程更高效、穩定.

表4 碳水化合物、蛋白質和脂肪不同比例降解速率常數比較Table 4 Comparison of degradation rate constants of carbohydrate, protein and lipid in co-fermentation

表5 碳水化合物、蛋白質和脂肪不同比例降解率(%)比較Table 5 Comparison of the degradation rate (%) of carbohydrate, protein and lipid in co-fermentation

2.3 主要有機成分對VFAs和氨氮濃度的影響

VFAs和TNH3-N濃度過高均可影響厭氧微生物菌群的生長、抑制其活性,造成pH值不穩定,甚至導致發酵過程的失敗.由圖3a可見,隨著碳水化合物、脂肪質量百分比降低,蛋白質的質量百分比升高,反應體系中VFAs濃度整體呈下降趨勢,而TNH3-N濃度則逐漸上升.這主要是因為3種有機質發酵過程的中間產物有所差異:易降解的碳水化合物和脂肪會造成大量的VFAs的累積[7,13];蛋白質的降解過程易釋放大量的氨氮[14].

碳水化合物、蛋白質和脂肪比例為75:13:12、70:19:11和65:25:10時,反應體系中總酸的濃度分別為12.6,9.1,7.9g/L.單酸濃度同樣較高,以丙酸為例,濃度最大值分別為3.6,2.9, 1.9g/L,不易進一步降解.單酸中分子態酸含量占主要部分(圖3b),丙酸濃度最高值時所對應的分子態丙酸濃度分別為3.2,2.0,0.7g/L.上述結果皆高于前人研究報道的抑制閾值[21-22].由圖4可知,碳水化合物質量百分比由65%上升為75%時,實際甲烷產率由理論甲烷產率的20.5%降低為8.5%,pH值均降低了 2.0～3.5個單位.研究結果表明:碳水化合物質量百分比越高時,總酸濃度增加,對厭氧微生物菌群,特別是產CH4菌群的活性造成明顯的抑制作用.同時各種單酸的不易降解對于自身和其他VFAs的降解速率都能夠造成抑制作用,并且這種抑制作用隨pH值降低越多越顯著(圖4).單酸中以分子態形式存在的酸對產甲烷過程的影響最為顯著,這主要是因為分子態酸能夠自由穿過微生物細胞膜并解離,導致pH值降低,破壞細胞體內平衡[23].在這 3種比例條件下,TNH3-N和NH3-N濃度隨蛋白質質量百分比的增加略有上升,但對厭氧發酵產甲烷過程沒有造成影響.

碳水化合物、蛋白質和脂肪比例為45:48:7、35:59:6和15:80:5時,反應體系中TNH3-N濃度隨發酵時間均呈現先快速上升,而后迅速下降,最后隨著發酵時間的延長逐漸下降的過程.其中NH3-N濃度呈上下波動起伏狀變化(圖3b),最大值分別為121.1,257.7,319.7 mg/L.由圖4可知,蛋白質質量百分比由 48%上升為80%時,實際甲烷產率占理論甲烷產率的百分比由71.3%緩慢降為64.5%.研究結果表明:蛋白質質量百分比越高時,TNH3-N濃度增加,對厭氧發酵產甲烷過程的抑制越顯著,其中NH3-N由于能夠穿過細胞膜進入細胞,破壞細胞內部質子平衡,導致鉀元素缺失等[24],對厭氧微生物的抑制占主導地位.在這3種比例條件下,總酸濃度亦可分別達到10.2,7.0,5.6g/L,但VFAs的組成與碳水化合物占主要有機成分時不同,單酸中丁酸濃度顯著高于乙酸和丙酸,表明高固體濃度厭氧發酵過程中丁酸濃度的增加能夠減緩 VFAs對厭氧微生物活性的抑制.同時,pH值的變化量為0.5個單位,穩定在 7.1～7.4之間,這也保證了厭氧產甲烷過程的穩定進行.

圖3 碳水化合物、蛋白質和脂肪不同比例對VFAs和氨氮濃度的影響Fig.3 Effect of various ratios of carbohydrate, protein and lipid on VFAs and ammonia in co-fermentation

圖4 碳水化合物、蛋白質和脂肪不同比例對甲烷產率和pH值變化的影響Fig.4 Effect of various ratios of carbohydrate, protein and lipid on methane yield and pH change

碳水化合物、蛋白質和脂肪的比例為55:36:9時,反應體系中丁酸濃度＞乙酸濃度＞丙酸濃度,其最大值分別為3.8,3.1,2.0g/L,分子態酸濃度較低;TNH3-N濃度的最大值為2.2g/L,NH3-N濃度沒有高于文獻[23]報道的抑制閾值,VFAs和氨氮抑制作用不明顯.pH值穩定在 7.0左右,實際甲烷產率達到理論甲烷產率的76.9%,為326.7mL/gVS,厭氧發酵過程高效、穩定.

3 結論

3.1 底物中碳水化合物和蛋白質質量百分比分別高于 65%和48%時都不利于厭氧發酵產甲烷過程.Ps和Rs在碳水化合物、蛋白質和脂肪質量百分比比值為55:36:9時達到最高值,分別為404.1mL/gVS 和11.2mL/(gVS·d).蛋白質質量百分比越高,發酵啟動時間和發酵周期相應延長.

3.2 厭氧發酵底物中主要有機成分質量百分比例可影響碳水化合物和脂肪的降解速率.蛋白質的降解速率與其變化無明顯關系.適當添加碳水化合物可提升碳水化合物的降解率,并能夠促使蛋白質和脂肪的進一步降解.當碳水化合物、蛋白質和脂肪質量百分比為55:36:9時,降解率分別達到77.2%、64.2%和70.6%.

3.3 碳水化合物質量百分比由65%上升為75%時,總酸、單酸以及單酸中以分子態形式存在的酸對產甲烷過程的抑制越顯著,實際甲烷產率由理論甲烷產率的20.5%降低為8.5%,pH值降低了2-3個單位.蛋白質質量百分比由 48%上升為80%時,TNH3-N 濃度對產甲烷抑制越顯著,其中NH3-N的抑制占主導地位.丁酸濃度的增加能夠減緩VFAs對厭氧微生物活性的抑制.

[1]Holm-Nielsen J B, Al-Seadi T, Oleskowicz-Popiel P, et al. The future of anaerobic digestion and biogas utilization [J].Bioresource Technology, 2009,100(22):5478-5484.

[2]吳 云,張代鈞.廚余垃圾厭氧消化產甲烷速率經驗模型的修正研究 [J]. 中國環境科學, 2011,31(5):789-794.

[3]Ponsa S, Gea T, Sanchez A. Anaerobic co-digestion of the organic fraction of municipal solid waste with several pure organic co-substrates [J]. Biosystems Engineering, 2011,108:352-360.

[4]Mller H, Sommer S, Ahring B. Methane productivity of manure, straw and solid fractions of manure [J]. Biomass and Bioenergy, 2004,26(5):485-495.[5]Kepp U, Solheim O E. Thermo dynamical assessment of the digestion process [EB/OL].http://www.cambi.no/photoalbum/view2/P3NpemU9b3JnJmlkPTIyMDAxOCZ0eXBlPTE/2011-08-15.

[6]Pang Y Z, Liu Y P, Li X J, et al. Improving biodegradability and biogas production of corn stover through sodium hydroxide solid state pretreatment [J]. Energy and Fuels, 2008,22:2761-2766.

[7]Neves L, Gon?alo E, Oliveira R, et al. Influence of composition on the biomethanation potential of restaurant waste at mesophilic temperatures [J]. Waste Management, 2008,28(6):965-972.

[8]劉曉玲,李十中,劉建雙,等.應用高固體濃度厭氧消化工藝轉化污泥產沼氣研究 [J]. 環境科學學報, 2011,31(5):955-963.

[9]Miron Y, Zeeman G, Van Lier J, et al. The role of sludge retention time in the hydrolysis and acidification of lipids,carbohydrates and proteins during digestion of primary sludge in CSTR systems [J]. Water Research, 2000,34(5):1705-1713.

[10]Ratkowsky D A.非線性回歸模型統一的實用方法 [M]. 洪再吉,譯.南京:南京大學出版社, 1986:155-181.

[11]Zwietering M H, Jongenburger I, Rombouts F M, et al. Modeling of the bacterial growth curve [J]. Appl. Environ. Microbiol.,1990,56(6):1875-1881.

[12]Hansen K H, Angelidaki I, Ahring B K, et al. Anaerobic digestion of swine manure: inhibition by ammonia [J]. Water Research, 1998,32(1):5-12.

[13]Ginkel S V, Logan B E. Inhibition of biohydrogen production by undissociated acetic and butyric acids [J]. Environmental Science and Technology, 2005,39(23):9351-9356.

[14]Sosnowski P, Klepacz-Smolka A, Kaceorek K, et al. Kinetic investigations of methane co-fermentation of sewage sludge and organic fraction of municipal solid wastes [J]. Bioresource Technology, 2008, 99(13):5731-5737.

[15]趙云飛,劉曉玲,李十中,等.餐廚垃圾與污泥高固體聯合厭氧產沼氣的特性 [J]. 農業工程學報, 2011,27(10):255-260.

[16]Aquino S, Stuckey D. Soluble microbial products formation in anaerobic chemostats in the presence of toxic compounds [J].Water Research, 2004,38(2):255-266.

[17]Bligh E, Dyer W. A rapid method of total lipid extraction and purification [J]. Canadian Journal of Physiology and Pharmacology, 1959,37(8):911-917.

[18]Cohen A. Optimisation of anaerobic digestion of soluble carbohydrates containing wastewater by phase separation [D].Amsterdam:University of Amsterdam, 1982.

[19]Zhao Y, Wang A, Ren N. Effect of carbon sources on sulfidogenic bacterial communities during the starting-up of acidogenic sulfate-reducing bioreactors [J]. Bioresource Technology, 2010,101(9):2952-2959.

[20]Fernandez J, Perez M, Romero L I. Effect of substrate concentration on dry mesophilic anaerobic digestion of organic fraction of municipal solid waste (OFMSW) [J]. Bioresource Technology, 2008,99(14):6075-6080.

[21]Siegert I, Banks C. The effect of volatile fatty acid additions on the anaerobic digestion of cellulose and glucose in batch reactors[J]. Process Biochemistry, 2005,40(11):3412-3418.

[22]Wang Y, Zhang Y, Wang J B, et al. Effects of volatile fatty acid concentrations on methane yield and methanogenic bacteria [J].Biomass and Bioenergy, 2009,33(5):848-853.

[23]Boe K. Online monitoring and control of the biogas process [D].Denmark:Institute of Environment and Resources, Technical University of Denmark, 2006.

[24]Chen Y, Cheng J J, Creamer K S. Inhibition of anaerobic digestion process: a review [J]. Bioresource Technology, 2008; 99(10):4044-4064.