王振雄，孫 辰，趙永軍 ,曹衛(wèi)星*

（1.浙江理工大學(xué) 材料科學(xué)與工程學(xué)院，浙江 杭州 310018；2.嘉興學(xué)院 生物與化學(xué)工程學(xué)院，浙江 嘉興 314001)

隨著人民生活水平的不斷提高，餐廚垃圾的產(chǎn)生量逐年增加。餐廚垃圾具有有機質(zhì)含量高、含水率高、高溫易腐、存在病原菌等缺點[1]，如何合理利用和處理餐廚垃圾受到相關(guān)人員越來越多的關(guān)注。厭氧消化處理技術(shù)能減少餐廚垃圾的數(shù)量和溫室氣體的排放，產(chǎn)生的甲烷具有顯著的環(huán)保和經(jīng)濟效益，已成為國內(nèi)外處理餐廚垃圾的關(guān)鍵技術(shù)[2]。但餐廚垃圾厭氧消化處理過程中仍面臨著揮發(fā)性脂肪酸（VFAs）和氨氮積累而導(dǎo)致工藝不穩(wěn)定、沼氣產(chǎn)量低等問題[3]，為此，很多學(xué)者嘗試通過添加礦物材料、生物質(zhì)飛灰等方法以提升餐廚垃圾厭氧消化特性[4-5]。

硅藻土是一類比表面積大、表面粗糙、吸附性良好的礦物材料，可以吸附重金屬及銨離子，其多孔結(jié)構(gòu)對微生物具有很強的集聚作用[6]。李國光等[7]在研究沸石吸附城市有機廢棄物厭氧消化液中的氨氮時發(fā)現(xiàn)，經(jīng)NaCl 改性后的沸石可在短時間內(nèi)去除沼液中的游離氨氮。沸石本身所特有的微孔結(jié)構(gòu)有利于微生物的生長和繁殖，可以作為一種理想的生物載體。崔少峰等[8]在探究沸石對雞糞厭氧消化特性的研究中，證明隨著沸石添加量的增加，反應(yīng)的延滯期呈逐漸縮短的趨勢，說明添加沸石對發(fā)酵反應(yīng)進程有較好的促進作用。Li等[9]在關(guān)于廢水厭氧消化的研究中，同樣發(fā)現(xiàn)添加礦物材料可以縮短反應(yīng)的延滯期，并且使得甲烷的產(chǎn)量提高了32%～117%。Fe3O4可以調(diào)節(jié)厭氧消化體系中的鐵離子含量，有利于提高產(chǎn)甲烷菌的活性和厭氧消化過程中的產(chǎn)氣效率[10]。目前，關(guān)于礦物材料提升厭氧消化性能的研究報道很多，但是向餐廚垃圾中添加硅藻土及磁性硅藻土對產(chǎn)沼氣特性的影響鮮見報道。本文以餐廚垃圾為發(fā)酵原料，進行中溫批次厭氧消化產(chǎn)沼氣實驗，通過將硅藻土以及負(fù)載Fe3O4的磁性硅藻土添加到厭氧消化體系中，探究其對厭氧消化產(chǎn)沼氣性能的影響，為實際餐廚垃圾產(chǎn)沼氣工程的厭氧消化特性的改善提供參考。

1 材料與方法

1.1 材料

實驗所用的餐廚垃圾取自嘉興某餐廚垃圾處理公司，餐廚垃圾經(jīng)過人工分揀去除筷子、塑料袋等雜質(zhì)，再經(jīng)過粉碎、蒸煮、離心后得到固體殘渣用于沼氣發(fā)酵實驗；實驗所用接種物取自本實驗室餐廚垃圾連續(xù)厭氧消化反應(yīng)器出料。硅藻土購自天津致遠化學(xué)試劑有限公司，粒徑為1～2 mm。硅藻土賦磁主要過程[11]：稱取20 g 硅藻土，向其中加入200 mL 去離子水，再于另一燒杯中將20 g FeCl3·6H2O 以及11.1 g FeSO4·7H2O 溶于600 mL去離子水中，將上述兩種溶液混合，并在150 r/min條件下攪拌30 min，滴加1 mol/L NaOH，使溶液的pH 達到11.0，攪拌2 h 后加熱到微沸，持續(xù)1 h后過濾，過濾所得固體采用去離子水洗至中性，于烘箱中70 ℃下烘干待用，經(jīng)過磁化后的硅藻土干燥備用。實驗所用餐廚垃圾與接種物基本特性如表1 所示。

表1 餐廚垃圾與接種物基本特性Table 1 Basic characteristic of kitchen waste and inoculum

1.2 方法

1.2.1 實驗裝置

本研究所用餐廚垃圾產(chǎn)沼氣裝置示意圖如圖1 所示。主要工藝過程為：反應(yīng)器置于恒溫水浴中，氣體收集裝置中圓柱形刻度管液面提升至零刻度，沼氣經(jīng)出口進入氣體收集裝置，通過刻度管記錄排出的水的高度，并計算得到的沼氣體積，從采氣口采集氣體分析甲烷含量。

圖1 沼氣產(chǎn)生裝置Figure 1 The setup of biogas production

1.2.2 產(chǎn)沼氣實驗設(shè)計

在中溫（36±0.5）℃條件下進行批次厭氧消化產(chǎn)沼氣實驗，反應(yīng)器體積為500 mL，工作體積為400 mL，接種物與餐廚垃圾的揮發(fā)性固體（VS）比值為1:2，每天記錄沼氣產(chǎn)量并校正到標(biāo)準(zhǔn)狀況下的體積。基于總消化液體積，硅藻土和磁化硅藻土的添加量均為5 g/L、10 g/L 和20 g/L，無添加的為對照組，只有接種物的為空白組。每組厭氧消化反應(yīng)器設(shè)置兩組平行實驗，一組用于沼氣產(chǎn)量的測定，另一組定期采集一定體積沼液，用于測定各組沼液的pH、堿度、氨氮、揮發(fā)性脂肪酸（VFAs）及脫氫酶活性等指標(biāo)。

1.3 分析方法

餐廚垃圾及接種物的總固體（TS）濃度、揮發(fā)性固體（VS）濃度、堿度參考國家標(biāo)準(zhǔn)方法進行分析[12]，實驗過程中沼液的pH 通過pH 計（pH-3c，上海儀電科學(xué)儀器股份有限公司）測定，沼氣中甲烷含量和揮發(fā)性脂肪酸（VFAs）的含量利用氣相色譜儀（安捷倫7820A）進行分析[13]，氨氮含量采用蒸餾-中和滴定法測定[8]，沼液中脫氫酶的活性采用氯化三苯基四氮唑法測定[14]。

1.4 模型擬合

甲烷產(chǎn)量的預(yù)測采用Fitzhugh 模型進行擬合[15]，擬合方程如下：

式（1）中：Y 為預(yù)測甲烷產(chǎn)量，mL CH4/g VS；P 為產(chǎn)甲烷潛力，mL CH4/g VS；t 為厭氧消化時間，d；k 為產(chǎn)甲烷速率常數(shù)，1/d；n 為形狀因子。

2 結(jié)果與分析

2.1 硅藻土對沼氣中甲烷含量和累積甲烷產(chǎn)量的影響

添加不同量的硅藻土及磁化硅藻土后，各組反應(yīng)器甲烷含量及累積甲烷產(chǎn)量見圖2。從圖2(a)可知，前20 d 內(nèi)隨著消化時間的延長，各組產(chǎn)生的沼氣中甲烷含量逐漸增加，第10 天甲烷含量達到最大，為添加20 g/L 磁化硅藻土的實驗組（甲烷含量為74%），其次為添加10 g/L 磁化硅藻土的實驗組（甲烷含量為72.5%），對照組的甲烷含量為71.8%，表明各實驗組均可以正常產(chǎn)氣。對于添加硅藻土的實驗組，其最大甲烷含量隨著添加量的增加呈現(xiàn)先增加后降低的趨勢；而添加磁化硅藻土的實驗組，其最大甲烷含量則隨著添加量的增加依次增加。這表明合適的硅藻土添加量有利于甲烷含量提升，過量則會降低甲烷含量，加入磁化硅藻土比普通硅藻土更有利于甲烷含量的提升。從圖2(b)中可以發(fā)現(xiàn)，餐廚垃圾厭氧消化產(chǎn)沼氣的過程主要集中在前15 d，前10 d 各實驗組總甲烷產(chǎn)量顯著上升，相比較而言，對照組上升較慢，總甲烷產(chǎn)量明顯低于其他實驗組；添加10 g/L 磁化硅藻土的實驗組獲得最大總甲烷產(chǎn)量（428.25 mL CH4/g VS），比對照組提高了17.7%。硅藻土的添加有利于增加甲烷產(chǎn)量，但是隨著硅藻土添加量的增加，總甲烷產(chǎn)量逐漸降低，這可能是由于硅藻土釋放出的離子有利于平衡體系的酸堿度，避免脂肪酸的累積和氨氮的抑制[15]；而添加磁化硅藻土的實驗組，隨著磁化硅藻土添加量的增加總甲烷產(chǎn)量先增加后降低?？傮w而言，添加磁化硅藻土的總甲烷產(chǎn)量優(yōu)于添加普通硅藻土，其中的磁性物質(zhì)為四氧化三鐵，有利于改善體系厭氧消化系統(tǒng)的緩沖能力，促進微生物種間的電子傳遞，提高產(chǎn)甲烷菌活性，從而促進餐廚垃圾的產(chǎn)甲烷過程[16]。

圖2 硅藻土對沼氣中甲烷含量及累積甲烷產(chǎn)量的影響Figure 2 The effect of diatomite on methane content and cumulative methane production

2.2 硅藻土對產(chǎn)甲烷動力學(xué)參數(shù)的影響

對累積甲烷產(chǎn)量隨時間變化曲線進行非線性擬合，結(jié)果如表2 所示。從表2 可知，擬合度R2均為0.996。添加硅藻土和磁化硅藻土均可以提高餐廚垃圾的最大產(chǎn)甲烷潛力，其中添加10 g/L磁化硅藻土的實驗組最大產(chǎn)甲烷潛力最高，比對照組甲烷產(chǎn)量提高了18%。從動力學(xué)參數(shù)k 可知，雖然磁化硅藻土的最大產(chǎn)甲烷潛力較高，但是最大產(chǎn)甲烷速度相對較低，這可能與發(fā)酵初期產(chǎn)酸與產(chǎn)甲烷階段不平衡有關(guān)[17]。隨著硅藻土添加量從5 g/L 增加到20 g/L，甲烷產(chǎn)量呈現(xiàn)降低趨勢，而添加磁化硅藻土的實驗組甲烷產(chǎn)量則呈現(xiàn)先增加后降低的趨勢，原因可能是硅藻土上的磁性物質(zhì)主要成分為四氧化三鐵，提高了直接電子傳遞效率，緩解了厭氧消化體系可能存在的酸抑制，提高其產(chǎn)甲烷能力[18-19]。

表2 累積甲烷產(chǎn)量動力學(xué)擬合結(jié)果Table 2 Kinetic fitting results of cumulative methane production

2.3 沼液pH 和堿度的變化

在厭氧消化的整個體系中，pH 和堿度是體系是否穩(wěn)定的重要指標(biāo)，反應(yīng)過程中體系的pH需要維持在6.0～8.5 之間，較適宜的pH 為7.2 左右。圖3 為硅藻土對沼液pH 和堿度的影響。從圖3(a)可以發(fā)現(xiàn)，餐廚垃圾的厭氧消化剛開始處于弱酸性體系中，隨著厭氧消化的進行，各反應(yīng)器中pH 在第3 天達到最低值。這主要是因為一方面餐廚垃圾本身呈現(xiàn)較強的酸性，pH 低至4.25，初期對產(chǎn)甲烷過程有所抑制；另一方面厭氧消化前幾天由于酸化產(chǎn)生較多的VFAs，導(dǎo)致體系pH 大幅降低，隨著厭氧消化過程的進行，產(chǎn)甲烷菌會消耗大量VFAs 而產(chǎn)生甲烷，使得整個體系的pH 重新回到弱堿性，從而有利于產(chǎn)甲烷菌的生長。從圖3(a)還可以看出，硅藻土的加入有效地穩(wěn)定了體系的pH，添加量越大，pH 降低越少，有利于避免體系酸化。添加了硅藻土和磁化硅藻土的厭氧消化體系，體系pH 在下降后能夠在第10 天就恢復(fù)到7.5 左右，從而使得整個體系更加穩(wěn)定，有利于厭氧消化的進行。而在對照組中，體系pH 在第3 天達到最低值后，一直到第15 天才恢復(fù)到7.5 左右，這與硅藻土對厭氧消化體系的緩沖作用有關(guān)，與崔少峰等[8]的研究結(jié)果一致。添加礦物材料有利于調(diào)節(jié)反應(yīng)體系的酸化過程，并且隨著厭氧消化過程中大分子物質(zhì)不斷降解，大分子的降解速率會減慢，產(chǎn)甲烷菌還要消耗體系中的VFAs，從而使體系的pH 逐漸趨于穩(wěn)定[20]。從圖3（b）可知，沼液堿度隨著時間的延長先降低后升高，產(chǎn)氣初期酸化過程消耗了沼液中的緩沖物質(zhì)，使得堿度下降；隨著產(chǎn)氣的進行，產(chǎn)甲烷菌對小分子有機酸的消耗，使體系pH 上升，緩沖物質(zhì)增加可有效提高體系的穩(wěn)定性。而對照組的堿度均大于添加硅藻土的實驗組，這與一些文獻報道的不一致，可能與硅藻土的增加對體系碳酸鹽的吸附有關(guān)，造成緩沖物質(zhì)的含量降低[21]。

圖3 硅藻土對沼液pH 和堿度的影響Figure 3 The effect of diatomite on pH and alkalinity of digestate

2.4 揮發(fā)性脂肪酸（VFAs）的變化

餐廚垃圾厭氧消化過程中，VFAs 的變化主要分為三個階段：第一階段是酸積累階段，在反應(yīng)初始階段，伴隨著體系內(nèi)大分子物質(zhì)的降解，此時VFAs 的生產(chǎn)效率大于消耗效率，體系中VFAs 會迅速積累，同時也會伴隨著體系pH 的下降[22]；第二階段為酸轉(zhuǎn)化階段，此過程中VFAs 的濃度達到最高值，VFAs 的產(chǎn)生效率和消耗效率達到一定的平衡；第三階段為酸消耗階段，由于前期體系內(nèi)大量的有機物被消耗，此階段VFAs的消耗速率大于生產(chǎn)速率，從而使得體系內(nèi)VFAs 的濃度迅速下降。

各組反應(yīng)體系中VFAs 含量和組分的變化規(guī)律見圖4。從圖4 可以發(fā)現(xiàn)，各組厭氧消化體系開始的VFAs 濃度均較高，這可以與厭氧消化體系中pH 在發(fā)酵初期處于最低值相聯(lián)系。隨著產(chǎn)甲烷菌對體系內(nèi)VFAs 的代謝，VFAs 濃度均在不斷地下降，但是添加硅藻土的實驗組在第7 天出現(xiàn)較高的VFAs，而添加磁化硅藻土的VFAs 濃度則較低，而且所有VFAs 組成中，大部分均為乙酸，這表明餐廚垃圾厭氧消化過程主要是乙酸型代謝。在第7 天出現(xiàn)了第二次產(chǎn)酸高峰，這可能是由于反應(yīng)中期餐廚垃圾中油脂的分解也會產(chǎn)生一定量的VFAs，從而使VFAs 出現(xiàn)了第二次產(chǎn)酸高峰[23]。而對照組在前7 d 內(nèi)的VFAs 濃度均高于添加硅藻土和磁化硅藻土的實驗組，最大VFAs 濃度為17454 mg/L，而其他實驗組第7 天的VFAs濃度均小于12000 mg/L。這也表明對照組產(chǎn)生的酸化現(xiàn)象嚴(yán)重，抑制了產(chǎn)甲烷過程，也是初期甲烷產(chǎn)量較低的原因。通過對比添加硅藻土或磁化硅藻土的實驗組和對照組，可以發(fā)現(xiàn)添加硅藻土或磁化硅藻土的實驗組中VFAs 的降解速率高于對照組，具有較高的甲烷產(chǎn)生速率[19]。

圖4 硅藻土對沼液VFAs 的影響Figure 4 The effect of diatomite on VFA concentration of digestate

2.5 沼液中氨氮及自由氨含量變化

氨氮是維持厭氧消化體系穩(wěn)定的重要指標(biāo)，其緩沖作用可以為微生物生長提供優(yōu)越的環(huán)境。隨著氨氮濃度的增加，有兩種可能的抑制機制：一是直接抑制產(chǎn)甲烷過程中某些酶的合成；二是疏水性游離氨可通過被動擴散自由進入細(xì)菌細(xì)胞內(nèi)，導(dǎo)致細(xì)胞內(nèi)質(zhì)子不平衡和/或K+等離子流失[8]。在反應(yīng)進程中，當(dāng)氨氮濃度為50～500 mg/L 時有利于厭氧消化，而氨氮濃度在500～2000 mg/L 區(qū)間對厭氧消化的影響不大，當(dāng)體系氨氮濃度大于3000 mg/L 則會對產(chǎn)甲烷過程產(chǎn)生抑制作用[24]。

圖5 為硅藻土對沼液氨氮含量的影響。從圖5可知，隨著厭氧消化的進行，反應(yīng)器中總氨氮濃度逐漸增大。在厭氧消化的前10 d，總氨氮濃度增長得較快，原因是餐廚垃圾中含有豐富的蛋白質(zhì)，伴隨著蛋白質(zhì)的水解，體系中會產(chǎn)生較多的有機氮。從整體看，添加礦物材料的反應(yīng)體系中氨氮濃度低于未添加礦物材料的反應(yīng)體系。添加磁化硅藻土的體系在反應(yīng)結(jié)束時總氨氮濃度為1915 mg/L，相對于對照組反應(yīng)結(jié)束時2308 mg/L的濃度，總氨氮濃度降低了17%，顯然有利于減少氨氮的抑制[25]，這可能與硅藻土具有吸附氨氮的性能有關(guān)[26]。

圖5 硅藻土對沼液氨氮含量的影響Figure 5 Effect of diatomite on ammonia nitrogen content of digestate

2.6 反應(yīng)過程中脫氫酶活力的變化

厭氧消化的每個階段都有很多種酶參與，通過測定反應(yīng)體系中脫氫酶的酶活力從而反映體系內(nèi)微生物的活性。脫氫酶在厭氧消化體系中是一種非常重要的氧化還原酶，在厭氧消化過程中，基質(zhì)脫氫是整個生化反應(yīng)的關(guān)鍵步驟，因此脫氫酶活力可以作為代表整個厭氧消化微生物活性的指標(biāo)[27]，脫氫酶活力越大則代表微生物的活性越強。圖6 為硅藻土對脫氫酶活性的影響，從圖6 中可以發(fā)現(xiàn)，厭氧消化開始后反應(yīng)體系中脫氫酶活力呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢，各組反應(yīng)器中除對照組外脫氫酶活力均在第7 天達到最大值。脫氫酶活力最高的為添加10 g/L 磁化硅藻土的實驗組，達到0.96 mg/(mL·h)，比對照組提高了30%；其次為添加20 g/L 硅藻土的實驗組；對照組脫氫酶活力僅僅高于添加5 g/L 和20 g/L 磁化硅藻土的實驗組，這表明添加硅藻土提高了反應(yīng)體系脫氫酶的活力。負(fù)載磁性氧化鐵的10 g/L硅藻土脫氫酶的最大活力比對照組提高了26%。生物脫氫酶活力的強化是厭氧消化產(chǎn)氣效率提高的重要基礎(chǔ)，基于Fe3O4在餐廚垃圾厭氧消化中對脫氫酶活力的促進作用[28]，為餐廚垃圾厭氧處理提供了一種新思路，這也可以解釋圖2 中甲烷產(chǎn)量提升的原因。

圖6 硅藻土對脫氫酶活性的影響Figure 6 The effect of diatomite on dehydrogenase activity

3 結(jié)論

(1) 在餐廚垃圾的批次厭氧消化體系中，添加硅藻土及磁化硅藻土可以有效提升產(chǎn)氣特性。添加10 g/L 磁化硅藻土的實驗組甲烷產(chǎn)量最高，單位VS 產(chǎn)量達到428.25 mL CH4，比對照組提高了17.7%。

(2) 磁化硅藻土的添加可以有效緩解VFAs和氨氮抑制效應(yīng)，提升了消化液中脫氫酶活性和厭氧消化系統(tǒng)的穩(wěn)定性。添加10 g/L 磁性硅藻土的實驗組總氨氮濃度比對照組降低了17%，脫氫酶活性提高了26%。