姜 楠 ，任洪艷 *，阮文權(quán) ，廖家林

（1.江南大學(xué) 環(huán)境與土木工程學(xué)院，江蘇 無錫 214122；2.江蘇省厭氧生物技術(shù)重點實驗室，江蘇 無錫214122）

浮萍，一種小的水生植物，在適宜的條件下，生長速度較快。同時，較高的蛋白質(zhì)和較低的纖維含量[1-2]，使其具有作為新型生物能源原料的潛力。近年，基于其較強積累淀粉的能力，浮萍成為生產(chǎn)生物乙醇的原料之一[3]；結(jié)合其可改善體系營養(yǎng)、酸堿平衡和碳氮比的特點，浮萍還被用于厭氧發(fā)酵過程，以提高系統(tǒng)的沼氣產(chǎn)量[4]。文獻[5]研究了浮萍厭氧消化特性，表明其厭氧消化的產(chǎn)氣率為106 mL/gVS；文獻[4]在批次條件下對配比為1∶1的浮萍與接種污泥進行了產(chǎn)沼氣研究，底物產(chǎn)氣率為229 mL/gVS；文獻[6]在推流式厭氧反應(yīng)器中進行了浮萍與豬糞混合厭氧發(fā)酵產(chǎn)氣性能研究，在50 d的中溫條件下，混合物的VS產(chǎn)氣率達到了310 mL/g。此外，也有浮萍用作動物飼料和生產(chǎn)生物柴油方面的報道[7-8]。

與陸生植物相比，浮萍雖不與作物競爭農(nóng)業(yè)用地，但培養(yǎng)過程需要消耗淡水資源。因此，近年許多學(xué)者致力于利用養(yǎng)豬場廢水、UASB處理的生活污水等廢水培養(yǎng)浮萍的研究[9-10]，以節(jié)約培養(yǎng)成本的同時，實現(xiàn)浮萍對廢水中污染物質(zhì)的去除。文獻[11]使用UASB+浮萍塘（3個塘）系統(tǒng)處理生活污水，TKN、TP的總?cè)コ史謩e為85%和78%，此時3個浮萍塘的生產(chǎn)強度分別為 138、135、126 kg/（ha·d）；文獻[12]報道了利用浮萍處理生活和農(nóng)業(yè)的混合廢水，TN、TP的去除率分別為46%和48%，生物質(zhì)產(chǎn)量約為 26.50 tDW/（ha·year）。

我國木薯乙醇產(chǎn)量較大，約占乙醇產(chǎn)量的1/3。同時，每生產(chǎn)1 t木薯乙醇約產(chǎn)生12～15 t廢水，該廢水經(jīng)過厭氧～好氧工藝處理后，有機污染物去除率較高，但其中營養(yǎng)類污染物（例如N、P）去除情況較不理想[13]，直接排放會造成水體污染；而浮萍對廢水中的N、P元素具有較好的吸收和去除效果，且操作簡便、運行成本低、無二次污染。雖然許多學(xué)者進行了浮萍處理廢水的相關(guān)研究，但關(guān)于其處理乙醇廢水的文獻未見報道。

作者擬利用木薯乙醇廢水培養(yǎng)野生湖泊浮萍，確定稀釋倍數(shù)，并考察浮萍成分和其對廢水中污染物質(zhì)的去除情況，以及浮萍厭氧消化產(chǎn)沼氣能力，為乙醇廢水規(guī)?；囵B(yǎng)浮萍和生物質(zhì)新能源的獲得提供參考。

1 材料與方法

1.1 實驗材料

浮萍取自江南大學(xué)某一靜水水域。乙醇廢水取自廣西某乙醇生產(chǎn)廠經(jīng)過厭氧和好氧處理后的出水，TN、TP、NH4+-N和COD的質(zhì)量濃度分別為120～140、4～6、70～85、900～1 000 mg/L。剩余污泥取自無錫市某市政污水處理廠經(jīng)脫水后的污泥。接種菌群取自無錫市某污水處理廠的厭氧污泥；加入反應(yīng)體系前，對接種污泥進行5 d的活化，以提高其中各反應(yīng)菌群的活性。

1.2 實驗方法

1）乙醇廢水培養(yǎng)浮萍稀釋倍數(shù)的確定：用自來水分別稀釋乙醇廢水 4、6、8、10、12 倍至 500 mL 后于l 000 mL玻璃燒杯中，對照組為Hoagland營養(yǎng)液（成分見表1）和湖水，分別接種0.40 g（濕重）的浮萍后，置于光照培養(yǎng)箱內(nèi)培養(yǎng)，光強為4 000 Lux，光暗比為16 h∶8 h，溫度為25℃，培養(yǎng)周期為10 d，每兩天測定一次浮萍濕重，計算相對生長率（RGR）。

表1 Hoagland營養(yǎng)液成分Table 1 Hoagland nutrient solution composition

2）不同初始接種密度對浮萍生長和污水處理效果的影響：分別取5 L經(jīng)自來水稀釋適宜倍數(shù)后的乙醇廢水于 35 cm×24 cm×10 cm（長×寬×高）的周轉(zhuǎn)箱中，設(shè)置初始浮萍接種密度分別為119、149、179 g/m2，置于花房內(nèi)培養(yǎng)8 d，溫度為21～27℃。每天測定培養(yǎng)廢水的TN、TP、NH4+-N和COD，并計算去除情況。培養(yǎng)8 d后測定浮萍生物量（濕重和干重）和浮萍成分（C含量、N含量、蛋白質(zhì)含量），計算RGR和C/N。

3）浮萍厭氧消化產(chǎn)沼氣能力研究：厭氧消化產(chǎn)沼氣裝置見圖1。設(shè)置總VS為19.00左右的三種底物組，分別為浮萍單獨厭氧消化組、剩余污泥單獨厭氧消化組、浮萍與剩余污泥混合厭氧消化組，接種污泥總VS為3.49 g。經(jīng)稀鹽酸或氫氧化鈉溶液調(diào)節(jié)初始pH值為7左右。

圖1 厭氧消化產(chǎn)沼氣裝置示意圖Fig.1 Device schematic of anaerobic digestion to produce biogas

向反應(yīng)瓶中通入2 min氮氣，驅(qū)趕其上空的少量氣體，以保證反應(yīng)條件處于厭氧狀態(tài)下；置于（37±1）℃的數(shù)顯恒溫水浴鍋中進行厭氧消化反應(yīng)，使用便攜式沼氣測定儀測定集氣袋中的沼氣成分。

1.3 指標(biāo)分析與計算方法

濕重：用篩網(wǎng)將浮萍從水樣中攜起，濾去自由水3.5 min（無水滴出現(xiàn)），將待測浮萍平鋪放置在濾紙上，吸水5 min后，用精度為0.01 g的電子天平測定浮萍濕重：

式中：Nt為結(jié)束時的浮萍濕重；N0為初始時的浮萍濕重；t為培養(yǎng)時間[14]。

TN含量：采用過硫酸鉀消解一紫外分光光度法測定[15]；TP含量：采用過硫酸鉀消解一鉬銻抗分光光度法測定[15]；NH4+-N含量：采用納氏試劑測定法測定[15]；COD含量：采用重鉻酸鉀法測定[15]。浮萍N含量：采用凱氏定氮法測定[16]；浮萍蛋白質(zhì)含量計算公式如下[17]：

浮萍C含量：采用燃燒法測定[4]。

TS：采用（105±5） ℃烘干恒重法測定[15]；VS：采用馬弗爐550～600℃灼燒法測定[15]。

2 結(jié)果與討論

2.1 乙醇廢水培養(yǎng)浮萍稀釋倍數(shù)的確定

不同乙醇廢水稀釋倍數(shù)培養(yǎng)浮萍的濕重變化見圖2。稀釋4倍和6倍的乙醇廢水中，浮萍濕重逐漸減小，觀察發(fā)現(xiàn)浮萍葉片逐漸變黃發(fā)白，直至死亡，表明浮萍在此條件下無法正常生長。分析可能是較小稀釋倍數(shù)下，廢水中不利于浮萍生長的物質(zhì)濃度超出其耐受范圍，抑制生長[17]。其他組的浮萍濕重隨著培養(yǎng)時間均逐漸增大。其中Hoagland培養(yǎng)液組浮萍濕重最大，結(jié)束時為0.73 g，RGR為6.02%。稀釋10倍廢水組次之，結(jié)束時濕重為0.60 g，RGR為4.05%，優(yōu)于稀釋8倍組、湖水組和稀釋12倍組。分析稀釋12倍組和湖水組生物量積累較慢的原因可能是營養(yǎng)元素不足導(dǎo)致生長緩慢[18]?？紤]廢水培養(yǎng)浮萍的經(jīng)濟性和對淡水資源的節(jié)約與保護，確定將乙醇廢水稀釋10倍后進行浮萍培養(yǎng)。

圖2 不同稀釋倍數(shù)下的浮萍生物量變化曲線Fig.2 Duckweed biomass curves under different waste dilution

2.2 不同初始接種密度對浮萍生長和污水處理效果的影響

乙醇廢水稀釋10倍后培養(yǎng)浮萍，3種初始接種密度下浮萍生長和對污水的處理情況見表2。149 g/m2初始接種密度下RGR和蛋白質(zhì)質(zhì)量分數(shù)（以干重計）均最大，分別為9.11%和28.50%；由于不同接種密度下C含量相差不大，所以149 g/m2組的C/N相對其他兩組略低。不同初始接種密度培養(yǎng)浮萍，對廢水中TN、TP、NH4+-N和COD的去除率差異不大，最大去除率分別為49%、79%、82%和38%，實驗結(jié)束時這4種物質(zhì)的含量分別為7.07、0.12、1.47、58 mg/L。綜合考慮浮萍生物量積累速度和營養(yǎng)物質(zhì)（C、N和蛋白質(zhì)）含量，確定初始接種密度為149 g/m2。

表2 不同初始接種密度的分析對比Table 2 Analysis and comparison of different initial seeding density

2.3 浮萍厭氧消化產(chǎn)沼氣能力

2.3.1 不同底物組的產(chǎn)氣情況浮萍與剩余污泥厭氧消化過程中產(chǎn)氣量變化情況見圖3-4。浮萍、剩余污泥、浮萍與剩余污泥混合組均從第1天開始產(chǎn)氣，在第2天達到第一個峰值，此時，混合組的產(chǎn)氣量最高，為523 mL。第2天之后，浮萍組和混合組產(chǎn)氣量急劇下降，而剩余污泥組產(chǎn)氣量降低幅度較小。分析原因認為，在厭氧消化初期，接種物提供了較多的產(chǎn)酸菌，而產(chǎn)甲烷菌正在生成或者數(shù)量較少，此時屬于VFAS的積累階段，導(dǎo)致氣體產(chǎn)量降低[19]?；旌辖M的日產(chǎn)氣量從第6天開始上升，第10天出現(xiàn)第二個峰值，為353 mL。原因是隨著厭氧消化過程的進行，產(chǎn)甲烷菌不斷增多，前期生成的VFAS被產(chǎn)甲烷菌消耗，pH值上升，體系中的產(chǎn)酸菌群與產(chǎn)甲烷菌群達到動態(tài)平衡，產(chǎn)氣量提高。而浮萍單獨厭氧消化組的日產(chǎn)氣量從第12天才開始上升，第16天達到第2個峰值，為376 mL，表明浮萍組的恢復(fù)期比混合組的長，這是因為剩余污泥的加入對體系起到了較好的緩沖、平衡作用，縮短了產(chǎn)甲烷酸化期，導(dǎo)致產(chǎn)氣量恢復(fù)較快[20]。浮萍組從第24天開始產(chǎn)氣較少，可能因為底物中易生物降解的組分幾乎消耗完全，僅有難生物降解的纖維素和半纖維素。在整個厭氧消化過程中，剩余污泥單獨產(chǎn)氣組在出現(xiàn)第一個峰值后，日產(chǎn)氣量一直維持在一個較低的水平，分析原因是剩余污泥中有機物質(zhì)含量較低，降解速度較慢。3組的累積產(chǎn)氣量均從26 d之后趨于平穩(wěn)。

圖3 厭氧消化過程日產(chǎn)氣量變化情況Fig.3 Change of daily gasproduced in anaerobic digestion process

圖4 厭氧消化過程累積產(chǎn)氣量變化情況Fig.4 Change of cumulative gas production in anaerobic digestion process

除了產(chǎn)氣量，產(chǎn)氣成分也是評價厭氧消化系統(tǒng)性能高低的重要指標(biāo)。3組條件下產(chǎn)氣量及產(chǎn)氣成分見表3。3組生成沼氣成分略有差異，混合組CH4濃度和CO2濃度均最大，分別為56.93%和35.25%。整個厭氧消化過程，混合組的甲烷累積產(chǎn)量最高，為1 687 mL?；旌辖M的累積產(chǎn)氣量實際值接近浮萍組，為2 963 mL，對應(yīng)的累積產(chǎn)氣量計算值（根據(jù)底物混合比例計算得到的總氣體產(chǎn)量[21]）為2 669 mL，實際值比計算值高11%。結(jié)果表明，浮萍與剩余污泥混合厭氧消化不是兩種底物單獨厭氧消化的疊加，而是通過底物互補，使體系的營養(yǎng)物質(zhì)更加均衡，pH適合產(chǎn)甲烷菌生長的時期更長，從而促進沼氣的產(chǎn)生，提高厭氧消化效率[22]。

浮萍、剩余污泥、混合組的底物產(chǎn)氣量分別為157、52、152 mL/gVS，低于文獻[4，6]報道。 原因一方面可能是因為本實驗中底物與接種物的配比還需進一步優(yōu)化；另外本實驗中采用的搖瓶實驗，與張東旭等人采用的推流式反應(yīng)器相比，底物與接種物的混合還需加強。

表3 厭氧消化過程中產(chǎn)氣量及產(chǎn)氣成分Table 3 Gas production and composition in anaerobic digestion process

2.3.2 厭氧消化過程中VFAS質(zhì)量濃度、pH變化情況底物中有機質(zhì)含量過高時，會造成反應(yīng)體系揮發(fā)性有機酸的大量積累，pH下降，嚴重抑制產(chǎn)甲烷活性[23]。所以VFA和pH值也是衡量生物質(zhì)厭氧消化體系沼氣生產(chǎn)性能的重要指標(biāo)。VFA可作為評價厭氧消化反應(yīng)是否達到產(chǎn)酸和產(chǎn)甲烷平衡的重要依據(jù)[24]；pH可作為體系是否出現(xiàn)酸抑制、氨氮抑制甚至體系是否崩潰的重要依據(jù)。

三組底物厭氧消化過程的VFA和pH變化見圖5。三組VFA均隨時間呈現(xiàn)整體先上升后下降的趨勢，實驗后期VFA維持在一個較低水平。這是由于VFA不僅是有機質(zhì)水解酸化的產(chǎn)物，也是產(chǎn)甲烷菌群分解利用的底物，在厭氧消化初期，產(chǎn)酸菌群的生長代謝相對于產(chǎn)甲烷菌群快，浮萍和剩余污泥中的易降解有機物質(zhì)在產(chǎn)酸菌的作用下發(fā)生降解反應(yīng)，導(dǎo)致VFA大量積累；而隨著反應(yīng)的進行，產(chǎn)甲烷菌生長積累較多，逐漸達到了產(chǎn)酸和產(chǎn)甲烷過程的平衡，VFA被產(chǎn)甲烷菌分解利用生成氣體。浮萍組的VFA在第4天升至最高，為3 297 mg/L，此時的pH也處于整個過程中的最低水平，為5.84，低于產(chǎn)甲烷菌生長的最適pH；混合組在第2天達到VFAS最大值2 652 mg/L，相應(yīng)的pH最低為5.86。

pH的變化與VFA質(zhì)量濃度的變化存在反相關(guān)性。實驗前期，pH值降低是由于體系中VFA的大量積累。反應(yīng)后期，pH值的升高可能是由于兩方面的原因：一個是VFA的消耗和減少；一個是氨化作用[25]，即底物中的蛋白質(zhì)組分被某些微生物菌群分解利用，產(chǎn)生了氨，對體系起到了緩沖作用，導(dǎo)致pH值的上升。在整個厭氧消化期間，剩余污泥組的pH一直穩(wěn)定在7.0～7.7的范圍內(nèi)，產(chǎn)氣率相對穩(wěn)定；浮萍組的pH值在第12～24天維持在6.5～7.5之間，即產(chǎn)甲烷菌生長的最佳階段[26]；而混合組出現(xiàn)兩段最適宜產(chǎn)甲烷時間，第8～10天和第18～30天。此結(jié)果表明，混合組中剩余污泥的加入對體系起到了緩沖作用，使pH值相對回升較快，適宜產(chǎn)甲烷的時間更長。由圖3可知，厭氧消化體系在第2天達到了最大產(chǎn)氣量，隨后，浮萍組和混合組的產(chǎn)氣迅速下降，而剩余污泥組一直保持相對較低的氣體產(chǎn)量，此時其pH相對于其它兩組更適宜產(chǎn)甲烷過程，這表明系統(tǒng)的沼氣產(chǎn)量不僅與pH有關(guān)，也與體系VFA的積累有關(guān)。

圖5 厭氧消化過程中VFA質(zhì)量濃度與pH變化情況Fig.5 Change of VFA concentration and pH in anaerobic digestion process

3 結(jié)語

通過對乙醇廢水培養(yǎng)野生湖泊浮萍的研究，確定了乙醇廢水培養(yǎng)浮萍的稀釋倍數(shù)為10倍。確定了初始接種密度為149 g/m2（濕重）時，浮萍相對生長率（RGR）最大，為9.11%，以干重計的蛋白質(zhì)質(zhì)量分數(shù)最高，為28.50%；不同初始接種密度下，浮萍對培養(yǎng)液中TN、TP、NH4+-N和COD的去除能力相差不大，最大去除率分別為49%、79%、82%和38%。浮萍厭氧消化生產(chǎn)沼氣能力研究結(jié)果表明，浮萍具有單獨生產(chǎn)沼氣的能力，其底物產(chǎn)氣量為157 mL/gVS，CH4濃度為50.29%；將浮萍與剩余污泥混合厭氧消化可以提高系統(tǒng)的產(chǎn)沼氣能力，其累積產(chǎn)氣量實際值為2 963 mL，比計算值2 669 mL提高了11%，CH4體積分數(shù)為56.93%。表明利用乙醇廢水培養(yǎng)浮萍并對其進行能源化利用，可實現(xiàn)環(huán)境效益和能源效益的共贏。