生物炭對污泥熱解液與牛糞共厭氧發酵的影響

岳 霞,陳德珍,安 青,欽 佩

生物炭對污泥熱解液與牛糞共厭氧發酵的影響

岳 霞1,2,陳德珍1*,安 青1,欽 佩3

(1.同濟大學熱能與環境工程研究所,上海 200092；2.內蒙古工業大學機械工程學院,內蒙古 呼和浩特 010051；3.南京大學鹽生植物實驗室,江蘇 南京 210023)

利用4種以蘆葦和互花米草為原料的生物炭促進含大量毒性有機物的污泥熱解液(SSPL)和牛糞的共厭氧發酵,以實現SSPL的降解并促進其產甲烷,同時分析了炭源中無機質的影響.結果表明:與對照組相比,添加生物炭后可將產甲烷高峰日提前4～8d,累計甲烷產量提升78.8%～157.2%;4種生物炭的促進效果與其炭源中無機質的含量呈負相關.生物炭通過吸附SSPL降低其生物有效性、為微生物提供載體和微量元素、促進種間電子轉移來提升甲烷產量.炭源中無機質含量越高,生物炭對SSPL的吸附效果越差,厭氧發酵結束后SSPL的殘留量越高;炭源中的堿土金屬鹽比堿金屬鹽對厭氧發酵過程更有利.

生物炭；污泥熱解液；厭氧發酵；無機質

厭氧發酵是最直接、簡單的集中封閉化處理有機廢棄物的技術[1-2],在厭氧發酵系統中添加生物炭可增加系統堿度、為微生物提供穩定載體、強化微生物種間電子轉移以提高有機物的處理效率和增加甲烷產量[3],不同類型的生物炭對厭氧發酵過程的促進效果差異顯著[4].

熱解技術是實現污泥減量化的有效方法[5].熱解液是污泥熱解過程的副產物,含有大量焦油等有機物,但含水率高(90%以上[6])、成分復雜而難以利用;此外污泥熱解液具有很高的毒性[7],不宜直接排放;利用厭氧發酵的方式處理污泥熱解液,既可解決其環境污染問題,又可將其中的有機物轉變為可利用的清潔能源.研究發現[8],相比于其他厭氧發酵底物,牛糞的氮素含量高、發酵過程穩定,自身攜帶的豐富的菌種有利于形成多種微生物群,將污泥熱解液與牛糞以小質量比混合厭氧發酵可實現熱解液的降解,但熱解液的高毒性會抑制牛糞正常的厭氧發酵進程;在系統中添加包括污泥炭在內的生物炭可緩解這種毒性抑制作用[9],然而生物炭來源多樣,不同炭源導致生物炭的性質存在較大差異.

由于生物質原料中無機質的廣泛存在,生物炭為碳骨架和無機質相互交錯的結構[10],碳骨架與無機質的相互作用,共同決定著生物炭的理化性質和利用途徑.木質生物炭是無機質含量低的、高品質的生物炭,但其價格昂貴,應用于厭氧發酵過程不經濟;以廢棄生物質為原料的生物炭用作厭氧發酵系統的促進劑則是較佳選擇.本文以4種不同無機質含量的蘆葦和互花米草為原料制備生物炭,用于促進污泥熱解液和牛糞共厭氧發酵產甲烷.在對比各實驗組產甲烷效率、累計甲烷產量和總揮發性脂肪酸變化情況的基礎上,探究炭源中的無機質對生物炭性質和毒性有機物厭氧降解的影響機理,為污泥熱解液厭氧處置過程中生物炭促進劑的炭源選擇提供支持.

1 材料與方法

1.1 實驗材料

污泥樣品和污泥熱解液的制備方法與文獻[8]相同.當熱解溫度為350～550℃時,污泥熱解液的產率隨熱解溫度的升高而增加,但增幅不大[11],為便于比較,采用350℃的污泥熱解液(350SSPL)與牛糞進行共厭氧發酵.新鮮牛糞取自上海市郊某奶牛場,接種液取自上海市青浦區農業廢棄物處理中心.

為探究炭源中無機質的影響,選取淡水蘆葦(FW)、海水蘆葦(SW)、無機鹽含量非常高的互花米草(H)和提取礦質液后的互花米草(DH)殘渣為原料制備生物炭,它們同屬多年水生的禾本科植物,但無機質含量差異顯著.海水蘆葦取自上海市崇明島沿海地帶,淡水蘆葦取自浙江省西塘鎮某濕地,互花米草取自江蘇省鹽城市,均為冬季刈割后的廢棄生物質秸稈;提取礦質液后的互花米草殘渣來自南京大學鹽生植物實驗室[12],簡稱脫礦米草.4種生物質原料的特性見表1,受生長環境的影響,互花米草和海水蘆葦的無機質以堿金屬鹽為主,而淡水蘆葦的無機質則以堿土金屬鹽為主;與互花米草相比,脫礦米草的無機質中堿金屬元素的含量顯著降低,但存在大量的Al和Fe元素.4種生物質原料無機質的含量從高到低為:DH > H > SW > FW.

使用固定床熱解爐通過分批多次熱解的方式獲取生物炭,熱解過程以N2為載氣,流量80mL/min,熱解升溫速率20℃/min,熱解終溫600℃,終溫停留時間1h.采用這一制炭條件是因為600℃獲得的生物炭具有豐富的孔隙結構,既能夠吸附焦油,又具有一定的親水性,能在水體中充分分散.熱解結束待固定床冷卻至室溫后收集4種生物炭,分別記為FWB(淡水蘆葦炭)、SWB(海水蘆葦炭)、HB(互花米草炭)和DHB(脫礦米草炭).生物炭經研磨過篩后保留1～2mm的顆粒備用.厭氧發酵各原料的性質如表2所示.4種生物炭無機質的含量從高到低為:DHB > HB > SWB > FWB,此順序與其炭源中無機質含量的順序一致.4種生物炭中揮發性固體(VS)的含量順序與其無機質的含量順序相反.

注:O含量計算方法:C+H+N+O+灰分=100%.

表2 厭氧發酵原料的主要特性

注:350SSPL:污泥350℃熱解獲得的熱解液.

1.2 厭氧發酵實驗

厭氧發酵實驗共分6組,每組設3個平行反應,各實驗組的原料配比如表3所示,由于系統中污泥熱解液的濃度較低,為1.25wt.%,因此生物炭的添加濃度選擇2.5wt.%,二者質量比為1:2.CD組為牛糞單獨厭氧發酵,SSPL+CD組為牛糞和350SSPL共厭氧發酵,這2組未添加生物炭,為對照組.各實驗組的C/N值是通過測量原料各組分中的C和N的含量后,根據Mei等[13]的方法計算得出.由于污泥熱解液和生物炭均呈堿性,因此各實驗組的初始pH值均略偏堿性,盡管常見的厭氧發酵的初始pH值為中性,但也有部分弱堿性發酵的案例[14],并已證明弱堿性環境有助于產生更多的甲烷,因此本實驗未調節各實驗組的初始pH值.

表3 厭氧發酵實驗設計

厭氧發酵實驗在0.5L的玻璃發酵瓶內進行,頂部密封蓋設有出氣孔和取樣口,出氣孔連接氣袋.原料按表3的配比稱量后裝入發酵瓶,充分攪拌混合均勻后,通入氮氣2min以驅趕瓶內空氣.厭氧發酵瓶密封后放入恒溫水浴搖床,搖床溫度55℃,轉速70r/min.水浴搖床連接有自動補水裝置,之后每2日定時檢測氣體和液體指標,直至產氣結束.

1.3 生物炭對污泥熱解液的吸附實驗

為探明4種生物炭對污泥熱解液的吸附能力,以判斷各實驗組在厭氧發酵初期沼液中污泥熱解液毒性抑制作用的強弱,進行了5組吸附實驗,每組實驗設3個平行反應.第1組向厭氧發酵瓶中添加5g的 350SSPL和340g去離子水,去離子水的添加量是根據表3中的原料配比按照式(1)計算后得到.其他4組在第1組的基礎上,再分別添加10g的FWB、SWB、HB和DHB.將厭氧發酵瓶密封后置于水浴搖床中,搖床的設置條件與厭氧發酵實驗相同,6d后將厭氧發酵瓶從水浴搖床中取出,混合液經5000r/min離心后,取上清液過濾,測定濾液中總有機碳(TOC)的含量.

去離子水量=牛糞×(1-TS牛糞)+接種液×(1-TS接種液) (1)

1.4 分析方法

工業分析按照《固體生物質燃料工業分析方法》進行[15].元素分析采用Elementer Vario EL Ⅲ 型元素分析儀(BRUKER,德國)測定.樣品中無機元素的含量采用Axios-Max型X射線熒光光譜儀(PANalytical,荷蘭)測定.生物炭pH值參照《煤質顆粒活性炭試驗方法pH值的測定》[16]得到.厭氧發酵過程產生的沼氣通過氣袋收集后采用BT100-1L型蠕動泵(LongerPump,英國)和LML-1型濕式氣體流量計(北京金志業儀器設備有限責任公司,中國)測量體積,采用7820型氣相色譜儀(TVFA,安捷倫,美國)測定組分.樣品中總揮發性脂肪酸(包括乙酸、丙酸、正丁酸和正戊酸)的含量采用6890N型氣相色譜儀(安捷倫,美國)測定.液體中總有機碳(TOC)的含量采用TOC-V CPN 型分析儀(島津,日本)測得.樣品的表面形貌采用Quanta250FEG型場發射掃描電子顯微鏡(Thermo Fisher Scientific, 美國)進行觀察,同時對樣品進行能譜分析(EDS),EDS采用Aztec X-MaxN 80型能量色散X射線光譜儀(Oxford Instruments,英國)進行.生物炭的比表面積和孔結構采用Pore Master-33型比表面積及孔徑檢測儀(Quantachrome,美國)測得,比表面積采用Brunauer–Emmett–Teller (BET)模型計算,孔體積和平均孔徑采用Barrett– Joyner–Halenda(BJH)法計算.厭氧發酵結束后的全部殘余物用足量的二氯甲烷反復萃取,然后采用QP2010型氣相色譜-質譜(GC-MS)聯用儀(島津,日本)分析萃取液中的有機組分,GC-MS分析過程中, 350SSPL的稀釋倍數為100倍,發酵殘余物的稀釋倍數為10倍.

2 結果與討論

2.1 產甲烷特性

如圖1所示,CD組產甲烷良好,具有標準的厭氧發酵規律,即:日甲烷產量逐漸增加,在第6d達到產甲烷高峰后逐漸下降.SSPL+CD組雖有一定量的甲烷產生,但產甲烷高峰日出現在第12d,嚴重滯后于CD組,并且產甲烷高峰日對應的最高甲烷產量僅約為CD組的1/3,這是因為污泥熱解液中的芳香族化合物和糠醛等毒性有機物抑制了厭氧菌細胞間的能量轉換,從而降低了厭氧菌的活性[17].對比SSPL+ CD組,添加生物炭的4個實驗組的厭氧發酵進程明顯加快,其中DHB組將產甲烷高峰日提前到第8d,SWB組和HB組將產甲烷高峰日提前到第6d,與CD組同步,而FWB組將產甲烷高峰日提前到第4d,超前于CD組,這說明生物炭可以快速緩解污泥熱解液對微生物的毒性抑制作用,提高厭氧發酵效率.

圖1 各厭氧發酵實驗組的日甲烷產量

如圖2所示,與SSPL+CD組相比,FWB組、SWB組、HB組和DHB組的累計甲烷產量分別提高了157.2%、134.1%、125.0%和78.8%;與CD組相比,FWB組、SWB組、HB組和DHB組的累計甲烷產量分別提高了58.2%、44.0%、38.4%和24.49%;說明添加生物炭后,污泥熱解液中的有機物得到有效降解并轉化為甲烷.添加生物炭的4個實驗組的累計甲烷產量的順序與生物炭中無機質含量的順序相反,說明無機質含量越低的生物炭促進污泥熱解液厭氧發酵產甲烷的效果越好.

圖2 各厭氧發酵實驗組的累計甲烷產量

2.2 揮發性脂肪酸含量和組分的變化

如圖3所示,根據Cohen等[18]對于厭氧發酵類型的定義判斷,CD組前6d為混合型發酵,第8d開始轉為丙酸型發酵;CD組第0d(厭氧發酵開始當天)的TVFA含量最高,厭氧發酵開始后波動降低,表明有機物水解后產生的揮發性脂肪酸可被順利轉化為甲烷.SSPL+CD組前10d為混合型發酵,第14d開始轉為丙酸型發酵;SSPL+CD組TVFA的含量升高幅度較小,且升高后下降緩慢,結合其日甲烷產量可知,系統中的有機物未被快速水解并轉化為甲烷,說明SSPL+CD組微生物的活性較低.添加生物炭的4個實驗組從第0d開始即為丙酸型發酵,且各實驗組的TVFA含量在第2 ～ 6d迅速升高后又快速降低,結合日甲烷產量可知,其有機物水解迅速且VFA能被微生物快速地轉化為甲烷.

對比添加生物炭的4個實驗組TVFA的變化情況可知,SWB組和HB組第2 ～ 4d TVFA的含量遠高于FWB組,結合FWB組、SWB組和HB組的日甲烷產量可知,SWB組和HB組產生的VFA未被及時轉化,存在酸積累現象;DHB組TVFA含量的升高幅度和下降幅度都較低,結合其日甲烷產量可知,系統中有機物的水解速度和VFA轉化為甲烷的速度均低于其他3組.

圖3 各厭氧發酵實驗組總揮發性脂肪酸(TVFA)隨時間的變化情況

2.3 炭源中的無機質在生物炭中的轉移以及對微生物的影響

如表4所示,除Si外,FWB中的無機質以堿土金屬元素為主,SWB和HB中的無機質中以堿金屬元素為主,DHB中的無機質以Ca、Fe和Al元素的含量最多,4種生物炭中無機質的元素組成與表1中的炭源一致.

表4 生物炭中無機質的元素組成(%)

生物炭中的無機質可為微生物的生長和代謝過程補充所需的微量元素.研究表明,一定劑量Na能夠提高酶活性,調節細胞滲透壓和維持膜平衡[19];Ca是產甲烷菌生長過程所需的關鍵元素,對微生物聚集體的形成具有重要作用[20];Mg能夠改善細胞通透性,產生特殊水解酶,提高有機物的水解效率[21];Fe、Cu、Zn是多種產甲烷菌和酶的重要組成成分[22]. Molaey等[23]的研究發現,多種微量元素對微生物的促進作用優于單一種微量元素,微量元素之間具有協同作用,這種協同作用可以提高厭氧系統的穩定性[24],同時可促進微生物種群的增殖和甲烷的形成[25];Nordell等[26]的研究表明,當畜禽糞便作為共發酵基質且含量超過50%時,再額外加入微量元素仍然能夠提高系統的甲烷產量;因此生物炭中所含的豐富的無機質是提高厭氧發酵效率、加快甲烷生物合成的重要原因之一.

對比4種生物炭中無機質的元素組成發現, SWB和HB中的堿金屬元素,尤其是Na元素的含量遠高于FWB和DHB.趙建偉等[27]認為,堿金屬鹽對微生物的影響主要為Na,過高的Na+質量濃度會破壞細胞內外滲透壓甚至造成質壁分離;Kugelman等[28]和Li等[29]的研究表明,厭氧發酵系統中Na+含量過高對微生物的毒害作用表現為Na+和其他離子爭奪與蛋白質的結合電位,導致蛋白質活性下降甚至喪失,另外微生物細胞還具有吸Na+和排K+的功能[27];王暾等[30]在單級厭氧發酵裝置中研究了NaCl對廚余垃圾厭氧發酵的影響,結果表明甲烷產率隨著NaCl質量濃度的增加而降低;王權等[31]的研究也表明, NaCl對厭氧發酵有抑制作用,隨NaCl含量的升高系統VFA的酸積累時間延長;因此SWB和HB中Na元素含量較高是導致SWB組和HB組出現酸積累現象(圖3)的原因之一,并且從HB組的累計甲烷產量低于SWB組(圖2)可以判斷,生物炭中Na元素含量越高,對厭氧發酵系統的抑制作用越嚴重.

2.4 炭源中的無機質對生物炭的比表面積和吸附性能的影響

如表5所示,SWB和HB的比表面積是FWB的2倍以上,這與海水蘆葦和互花米草中高含量的堿金屬鹽在熱解過程中對生物炭的造孔作用[32]和對沉積于生物炭孔內的焦油的催化裂解作用有關[33];由于DHB中的無機質(灰分)含量占比超過一半(52.31wt.%),因此DHB的比表面積最小.

表5 生物炭的比表面積、孔結構和其對污泥熱解液的吸附性能

為了比較4種生物炭對污泥熱解液的吸附效果,以生物炭吸附污泥熱解液后上清液中TOC的含量作為判斷依據,TOC含量越低,說明吸附效果越好.對比表5中生物炭的比表面積和上清液TOC的含量可知,生物炭對污泥熱解液的吸附能力受其比表面積、孔容和平均孔徑的共同影響;雖然SWB和HB具有大的比表面積,但較小的孔容和平均孔徑使得二者對污泥熱解液中大分子有機物的吸附不利[34]; DHB的平均孔徑最大,但其比表面積和孔容均最小,因此對污泥熱解液的吸附能力最弱;擁有中等比表面積和較大孔容孔徑的FWB對污泥熱解液的吸附能力最強.炭源中過高的無機質含量會極大的降低生物炭的品質(如DHB),通過比較炭源中無機質的含量和種類(表1)、生物炭的吸附性能和促進產甲烷性能可以判斷:1)炭源的無機質含量越低,生物炭的碳含量越高,孔容孔徑較大時對污泥熱解液的吸附能力越強;2)炭源中堿金屬鹽含量越高,生物炭的比表面積越大,但孔容和平均孔徑越小,對污泥熱解液的吸附能力越弱;3)當炭源中無機質的含量相近時,無機質的組成為堿土金屬元素比組成為堿金屬更有利于厭氧發酵系統產甲烷(如FWB和SWB),這是因為堿土金屬元素可提升厭氧發酵系統的堿度,緩解系統中VFAs大量生成導致的過度酸化,幫助CO2向碳酸氫鹽或碳酸鹽的轉化,從而有效提升系統的甲烷產量[35].

生物炭對污泥熱解液的吸附作用使得厭氧發酵初期沼液中毒性有機物的生物有效濃度大幅降低,從而使微生物能夠保持活性并快速進入增殖階段[36].對比圖2和表5可知,生物炭對污泥熱解液的吸附作用越強,對應實驗組的累計甲烷產量越高;Mao等[37]的研究發現,生物炭表面裸露的羰基易與CO2結合,從而間接提高了沼氣中甲烷的含量.

研究表明,厭氧菌能夠在有生長基質存在時對其他非生長基質進行降解,這種作用稱之為共代謝[38].由共代謝作用可以判斷,當生長基質(即牛糞)存在時,生物炭吸附的大分子毒性有機物會在厭氧菌的作用下發生氧化、還原、脫烴、脫鹵和環裂解等一系列反應,進而逐漸被水解為無毒的小分子有機物并從生物炭上脫附,最終被降解并轉化為甲烷;在這個過程進行的同時,厭氧菌逐漸恢復活性并大量增殖,生物炭粗糙的表面和多孔的結構為厭氧菌的生長和繁殖提供了穩定的載體.由圖4可觀察到在互花米草炭表面存在許多NaCl顆粒;經過厭氧發酵后,大量微生物無序的富集在生物炭的表面和孔隙中,且大部分微生物呈現團聚態,這和Luo等[39]對微生物在生物炭上附著狀態的研究一致.厭氧發酵系統中微生物種間快速穩定的電子轉移是實現底物降解和甲烷生成的重要途徑.生物炭的微生物載體作用和高導電性可縮短共生菌和產甲烷菌之間的距離[40],并提供效率更高的微生物直接或間接的電子傳遞路徑,使電子供體直接或通過生物炭間接的將電子高效的轉移到電子受體上,從而有效加速VFA的氧化并促進甲烷的生成[41];但目前對于生物炭中的無機質對其上微生物的富集以及種間電子轉移的影響程度還不明確,后續需繼續結合微生物菌群特性作進一步的研究.

圖4 生物炭厭氧發酵前后的掃描電鏡圖

2.5 污泥熱解液的降解情況

由圖5和表6可見,厭氧發酵結束后,SSPL+CD組的殘余物中檢測到原350SSPL中部分甲苯、乙苯、1-甲基乙基-苯和苯酚殘留,它們均屬于含苯環的有機物,這說明350SSPL可通過與牛糞共厭氧發酵被降解,但對含苯環類有機物的降解不徹底.

圖5 350SSPL和厭氧發酵結束后各實驗組殘余物的GC-MS圖譜

1. 甲苯;2. 乙苯;3. 1-甲基乙基-苯;4. 苯酚;5. 順-11-二十碳酰胺;6. (Z)-13-二十二碳酰胺;7. 2,4-雙(1,1-二甲基乙基)-苯酚;8. 乙酸二十烷基酯;9. 2-羥基-1-(羥甲基)乙酯十六酸

表6 350SSPL中主要的有機組分和各組分含量

添加生物炭后,除DHB組的殘余物中依然能檢測到少量1-甲基乙基-苯殘留外,其他實驗組的殘余物中未檢測到原350SSPL中的有機物,說明添加生物炭可有效促進厭氧發酵系統對含苯環類有機物的降解.厭氧發酵結束后CD組的殘余物中存在大量的(Z)-13-二十二碳酰胺,而SSPL+CD組的殘余物中也檢測到了順-11-二十碳酰胺,這2種有機物屬同類物質,此類物質可能是由牛糞厭氧發酵產生,而添加生物炭的4個組的殘余物中均未檢測到該類有機物,說明生物炭的添加同樣可促進此類物質的降解.添加生物炭的4個實驗組中檢測到少量的苯酚、酯和乙酯十六酸殘留,對比4個組的有機物殘留量發現,FWB組最低,DHB組最高,說明炭源中的無機質含量越低,其生物炭對厭氧發酵系統中毒性有機物的去除效果越好.

3 結論

3.1 蘆葦和互花米草中的無機質會轉移到其對應的生物炭中并影響生物炭對污泥熱解液和牛糞共厭氧發酵系統的促進效果.

3.2 水生生物質炭源中的無機質含量越高、生物炭對污泥熱解液的吸附能力越弱,促進系統產甲烷的性能越差,厭氧發酵結束后毒性有機物的殘留量越高.

3.3 海水蘆葦和互花米草中高含量的堿金屬元素使得其生物炭的比表面積較大,但孔容和平均孔徑較小,因而對污泥熱解液的吸附能力較差.

3.4 海水蘆葦炭和互花米草炭中高含量的堿金屬元素對厭氧發酵過程存在抑制作用.

3.5 水生生物質炭源中無機質含量較低且組成以堿土金屬元素為主時對厭氧發酵過程更有利.

[1] Zhang C, Su H, Jan Bet al. Reviewing the anaerobic digestion of food waste for biogas production [J]. Renewable & Sustainable Energy Reviews, 2014,38:383-392.

[2] Pham T P, Kaushik R, Parshetti G Ket al. Food waste-to-energy conversion technologies: current status and future directions [J]. Waste Management, 2015,38:399-408.

[3] 馮 晶,荊 勇,趙立欣.生物炭強化有機廢棄物厭氧發酵技術研究 [J]. 農業工程學報, 2019,35(12):256-264.

Feng J, Jing Y, Zhao L X,et al. Research progress on biochar enhanced anaerobic fermentation technology of organic wastes [J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2019,35(12):256-264.

[4] Pan J, Ma J, Liu Xet alEffects of different types of biochar on the anaerobic digestion of chicken manure [J]. Bioresour. Technol., 2019, 275:258-265.

[5] Song X D, Xue X Y, Chen D Zet al. Application of biochar from sewage sludge to plant cultivation: Influence of pyrolysis temperature and biochar-to-soil ratio on yield and heavy metal accumulation [J]. Chemosphere, 2014,109:213-220.

[6] 李 娜,王建俊,孟記朋.城市污泥熱解液相產物分析及焦油加氫精制 [J]. 可再生能源, 2019,37(1):19-25.

Li N, Wang J J, Meng J P, et al. Analysis of pyrolytic liquid phase products of municipal sludge and hydrorefining of tar [J]. Renewable Energy Resources, 2019,37(1):19-25.

[7] Cordella M, Torri C, Adamiano Aet al. Bio-oils from biomass slow pyrolysis: a chemical and toxicological screening [J]. Journal of Hazardous Materials, 2012,231:26-35.

[8] 楊 敏,陳德珍,戴曉虎.污泥熱解液與牛糞混合厭氧消化特性研究 [J]. 中國環境科學, 2018,38(2):634-642.

Yang M, Chen D Z, Dai X H. Anaerobic co-digestion of the sewage sludge pyrolysis liquids and cow dung under thermophilic condition [J]. China Environmental Science, 2018,38(2):634-642.

[9] Yue X, U Arena, Chen D,et al. Anaerobic digestion disposal of sewage sludge pyrolysis liquid in cow dung matrix and the enhancing effect of sewage sludge char [J]. Journal of Cleaner Production, 2019, 235:801-811.

[10] Mei Z, He X, Chen Det al. Comparison of chars from municipal solid waste and wheat straw for understanding the role of inorganics in char-based catalysts during volatile reforming process [J]. Energy, 2021,229:120619.

[11] 徐根利,梅振飛,陳德珍.污泥熱解-自源炭重整獲取高品質油氣產物 [J]. 環境工程學報, 2019,13(5):1209-1219.

Xu G L, Mei Z F, Chen D Z. Produce high quality gas & oil products from sewage sludge pyrolysis & char reforming process [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019,13(5):1209-1219.

[12] 劉金珂.互花米草等鹽生植物的黃酮含量、抗氧化分析及互花米草黃酮成分鑒定 [D]. 南京:南京大學, 2015.

Liu Jinke. Analysis on the content, antioxidation ability of flavonoids inand some other halophytes, and identification of flavonoids in[D]. Nanjing: Nanjing University, 2015.

[13] Mei Z, Liu X, Huang Xet al. Anaerobic mesophilic codigestion of rice straw and chicken manure: effects of organic loading rate on process stability and performance [J]. Applied Biochemistry and Biotechnology, 2016,179(5):846-862.

[14] Yang L, Huang Y, Zhao Met al. Enhancing biogas generation performance from food wastes by high-solids thermophilic anaerobic digestion: Effect of pH adjustment [J]. International Biodeterioration & Biodegradation, 2015,105:153-159.

[15] GB/T28731-2012 固體生物質燃料工業分析方法 [S].

GB/T28731-2012 Industrial analysis method of solid biomass fuel [S].

[16] GB/T7702.16-1997 煤質顆粒活性炭試驗方法 pH值的測定 [S]. 中國:國家技術監督局; 1997.

GB/T7702.16-1997 Test method for granular activated carbon from coal -- Determination of pH value [S].

[17] Fagbohungbe M O, Herbert B M, Hurst L,et al. The challenges of anaerobic digestion and the role of biochar in optimizing anaerobic digestion [J]. Waste Management, 2017,61:236-249.

[18] Cohen B A, Vangemert J M, Zoetemeyer R J. Main characteristics and stoichiometric aspects of acidogenesis of soluble carbohydrate containing wastwater [J]. Process Biochemistry, 1984,19(6):228-232.

[19] 陶冶平,趙明星,阮文權.氯化鈉對餐廚垃圾厭氧發酵產沼氣影響 [J]. 食品與生物技術學報, 2013,32(6):596-602.

Tao Y P, Zhao M X, Ruan W Q, et al. Effect of sodium chloride on biogas generation of kitchen waste by anaerobic fermentation [J]. Journal of Food Science and Biotechnology, 2013,32(6):596-602.

[20] Murray P A, Zinder S H. Nutritional requirements of methanosarcina sp. Strain TM-1 [J]. Applied and Environmental Microbiology, 1985, 50(1):49-55.

[21] Yadvika, Santosh T R. Sreekrishnan, et al. Enhancement of biogas production from solid substrates using different techniques: a review [J]. Bioresource Technology, 2004,95(1):1-10.

[22] Marcel H. Zandvoort, Eric D. van Hullebusch, Jarno Gietelinget al. Granular sludge in full-scale anaerobic bioreactors: Trace element content and deficiencies [J]. Enzyme and Microbial Technology, 2006, 39(2):337-346.

[23] Molaey R, Bayrakdar A, Sürmeli R ?, et al. Influence of trace element supplementation on anaerobic digestion of chicken manure: Linking process stability to methanogenic population dynamics [J]. Journal of Cleaner Production, 2018,181:794-800.

[24] Herbert Pobeheim, Bernhard Munk, Harald Lindorfer,et al. Impact of nickel and cobalt on biogas production and process stability during semi-continuous anaerobic fermentation of a model substrate for maize silage [J]. Water Research, 2011,45(2):781-787.

[25] Herbert Pobeheim, Bernhard Munk, Henry Mülleret al. Characterization of an anaerobic population digesting a model substrate for maize in the presence of trace metals [J]. Chemosphere, 2010,80(8):829-836.

[26] Erik Nordell, Britt Nilsson, S?ren Nilsson P?ledalet al. Co-digestion of manure and industrial waste-The effects of trace element addition [J]. Waste Management, 2016,47:21-27.

[27] 趙建偉.鹽度和油酯對餐廚垃圾和剩余污泥厭氧發酵產短鏈脂肪酸的影響與機理 [D]. 長沙:湖南大學, 2018.

Zhao Jianwei. Effects and mechanisms of salinity, fat, oil and grease (FOG) on short chain fatty acids production from food waste and waste activated sludge anaerobic fermentation [D]. Changsha: Hunan University, 2018.

[28] Kugelman I J, Chin K K. Anaerobic Biological Treatment Processes [M]. United States: American Chemical Socisty, 1971.

[29] Li Y. Stimulation effect of trace metals on anaerobic digestion of high sodium content substrate [J]. Water treatment, 1995,22(10):145-154.

[30] 王 暾.油脂和鹽分對餐廚垃圾單級厭氧消化影響的試驗研究 [D]. 重慶:重慶大學, 2008.

Wang Tun. Study on effects of grease and salt in single-stage anaerobic digestion of food waste [D]. Chongqing: Chongqing University, 2008.

[31] 王 權,宮常修,蔣建國.NaCl對餐廚垃圾厭氧發酵產VFA濃度及組分的影響 [J]. 中國環境科學, 2014,34(12):3127-3132.

Wang Q, Gong C X, Jiang J G, et al. Effect of NaCl content on VFA concentration and composition during anaerobic fermentation of kitchen waste [J]. China Environmental Science, 2014,34(12):3127- 3132.

[32] Gao Y, Sun R, Li A, et al.self-activation strategy toward highly porous biochar for supercapacitors: Direct carbonization of marine algae [J]. Journal of Electroanalytical Chemistry, 2021,882: 114986.

[33] Yue X, Chen D Z, Luo Jet al. Upgrading of reed pyrolysis oil by using its biochar-based catalytic esterification and the influence of reed sources [J]. Appl. Energy, 2020,268:114970.

[34] Li C, Zhu X, He H, et al. Adsorption of two antibiotics on biochar prepared in air-containing atmosphere: Influence of biochar porosity and molecular size of antibiotics [J]. Journal of Molecular Liquids, 2019,274:353-361.

[35] Wang D, Ai J, Shen F, et al. Improving anaerobic digestion of easy-acidification substrates by promoting buffering capacity using biochar derived from vermicompost [J]. Bioresource Technology, 2017,227:286-296.

[36] Hale S E, Satoshi Endo, Hans Peter H Arp, et al. Sorption of the monoterpenes α-pinene and limonene to carbonaceous geosorbents including biochar [J]. Chemosphere, 2015,119:881-888.

[37] Mao J D, Johnson R L, Lehmann J, et al. Abundant and stable char residues in soils: implications for soil fertility and carbon sequestration [J]. Environmental Science & Technology, 2012,46(17):9571-9576.

[38] Leadbetter E R, Foster J W. Oxidation products formed from gaseous alkanes by the bacterium Pseudomonas methanica [J]. Archives of Biochemistry and Biophysics, 1959,82(2):491-492.

[39] Luo C, Lu F, Shao L, et al. Application of eco-compatible biochar in anaerobic digestion to relieve acid stress and promote the selective colonization of functional microbes [J]. Water Research, 2015,68: 710-718.

[40] Stams Alfons J M. Metabolic interactions between anaerobic bacteria in methanogenic environments [J]. Antonie Van Leeuwenhoek International Journal of General and Molecular Microbiology, 1994, 66(3):271-294.

[41] Yang Y, Zhang Y, Li Z, et al. Adding granular activated carbon into anaerobic sludge digestion to promote methane production and sludge decomposition [J]. Journal of Cleaner Production, 2017,149:1101- 1108.

Biochars enhancing anaerobic co-digestion of sewage sludge pyrolysis liquid and cow dung: influences of inorganics in biochar raw materials.

YUE Xia1,2, CHEN De-zhen1*, AN Qing1, QIN Pei3

(1.Thermal & Environmental Engineering Institute, Tongji University, Shanghai 200092, China；2.School of Mechanical Engineering, Inner Mongolia University of Technology, Hohhot 010051, China；3.Halophyte Research Laboratory, Nanjing University, Nanjing 210023, China)., 2022,42(3)：1267～1277

4 biochars obtained fromandwere added to the anaerobic co-digestion system of SSPL and cow dung matrix. Batch experiment revealed that biochar addition brought forward the peak day of daily methane yield by 4～8 days and increased the cumulative methane yield by 78.8%～157.2% compared with the controlled group without biochar addition. The promoting effects of the biochars were inversely correlated with the inorganic contents in their raw materials. Biochar addition weakened the microbial bioavailability of SSPL in the liquid by adsorbing its toxic compounds, providing supports and trace elements for microbials, and promoting the interspecific electrical transmission of microbials. The higher the inorganic contents in biochar raw materials, the worse the adsorption performances on SSPL of biochars, which resulted in the higher the organic contents in residues after anaerobic digestion. Biochar raw materials containing alkaline earth metals had better promoting effects on anaerobic digestion than alkali metals when their inorganic contents were similar.

biochar；sewage sludge pyrolysis liquid；anaerobic digestion; inorganics

X705

A

1000-6923(2022)03-1267-11

岳 霞(1989-),女,內蒙古呼和浩特人,同濟大學博士研究生,主要從事固體廢棄物資源化研究.發表論文7篇.

2021-08-09

國家重點研發計劃課題(2017YFC0506004)

*責任作者, 教授, chendezhen@tongji.edu.cn