伍 峰 周少奇 賴楊嵐

(華南理工大學環(huán)境科學與工程學院,廣東廣州,510640)

造紙污泥厭氧發(fā)酵生物產氫研究

伍 峰 周少奇 賴楊嵐

(華南理工大學環(huán)境科學與工程學院,廣東廣州,510640)

以實驗室造紙污泥堆肥腐熟肥為菌源、造紙污泥為底物進行厭氧發(fā)酵產氫實驗。結果表明,造紙污泥經超聲波預處理 40 min,添加 10 mL質量分數 0.05%的三氯甲烷后,在 36.5℃,pH值 5.5～6.0條件下與實驗室造紙污泥堆肥腐熟肥按質量比 2∶1進行混合厭氧發(fā)酵,累積產氫量 83.5 mL/g(揮發(fā)性固形物),H2濃度 51.0%～67.7%,有機物利用率 32.4%～43.8%。

造紙污泥;超聲波處理;厭氧發(fā)酵;生物產氫

造紙污泥是一種生物固體廢棄物,含有大量的纖維素類有機質和氮、磷、鉀、鈣、鎂、硅、銅、鐵、鋅、錳等多種植物營養(yǎng)成分[1]。隨意棄置或未經無害化處理在農田上濫用,不僅會污染地下水資源,危害人體健康,而且?guī)砩鷳B(tài)危機[2]。目前,國內外造紙污泥資源化利用的途徑主要有:生產新型建筑材料,土壤改良,造紙?zhí)盍?人造沸石,活性炭,回收熱量,污泥堆肥等。這些技術目前普遍存在成本高,效益差等問題,許多造紙廠都無法承受,不符合循環(huán)經濟發(fā)展原則和清潔生產要求。生物制氫具有能效高、清潔、反應條件溫和等諸多優(yōu)點而成為近年來研究的熱點[3-5],其原材料來源廣泛,包括有機廢水、廚余物、市政污泥、造紙廠污泥、農業(yè)廢棄物等。

本實驗結合超聲波技術,在 pH值 11.2條件下對造紙污泥進行超聲波預處理后,調節(jié) pH值至 5.5～6.0,投加菌種,在中溫 (36.5℃)條件下進行厭氧發(fā)酵產氫,為造紙污泥資源化探索出新的途徑。

1 實 驗

1.1 污泥性質及營養(yǎng)液組成

造紙污泥取自東莞某造紙廠生物濾池濃縮污泥,其性質:大腸桿菌 (E.coli.)4.55×108個 /mL;含濕率 80.9%;pH值 7.5;CODCr26928.5 mg/L;固體懸浮物 (SS)4.92 mg/L;揮發(fā)性固形物 (VS)43.7%。

常規(guī)營養(yǎng)液:NH4HCO350 mg/L;KH2PO427.8 mg/L;無機微量元素營養(yǎng)液:MgSO4·7H2O 24.6 mg/L,NaCl 11.7 mg/L,Na2MoO4·2H2O 12.1 mg/L,CaCl2·2H2O 7.4 mg/L,MnSO4·7H2O 13.4 mg/L,FeCl22.5 mg/L,ZnCl26.8 mg/L,NiCl26.4 mg/L。

1.2 菌源

實驗室造紙污泥堆肥腐熟肥含濕率約 43.7%～56.5%。使用前,菌源在紅外線快速干燥器中烘 0.5～1.5 h ,主要是抑制耗氫的產甲烷菌的生物活性和富集產氫菌。經過一定時間的培養(yǎng)馴化,實驗室造紙污泥堆肥腐熟肥表現出較強的產氫能力。

1.3 實驗方法

稱取一定量的造紙污泥 m1(絕干,下同),溶解,將超聲波細胞粉碎機調整到功率 1800 W、頻率40 kHz后對造紙污泥進行超聲波預處理。冷卻后,添加實驗室造紙污泥堆肥腐熟肥 m2,適當補充 N、P, 使 c(CODCr)∶c(N)∶c(P)=1000∶5∶1, 無機微量元素營養(yǎng)液 20 mL[7],添加 10 mL質量分數 0.05%的三氯甲烷作為產甲烷菌抑制劑,用 N2吹掃反應器中的O210 min,玻璃膠密封,在 36.5℃條件下進行厭氧發(fā)酵。通過自動控制系統調節(jié) pH值至 5.5～6.0。定時測定生物氣產量,并分析生物氣中物質成分,定時取上層發(fā)酵液分析液相發(fā)酵產物。

1.4 測定方法

以排飽和食鹽水法收集氣體,每天測定產氣量;氣體采用 GC-7900型氣相色譜儀、熱導檢測器(TCD)和氫焰檢測器 (F ID)檢測。H2采用 TCD檢測,2 m不銹鋼填充柱,填料為 5A分子篩,檢測器、汽化室和填充柱的溫度分別為 180℃、150℃和100℃,N2為載氣,流速 29 mL/min;CH4采用 F ID檢測,2 m不銹鋼填充柱,填料為 5A分子篩,檢測器、汽化室和填充柱的溫度分別為 210℃、200℃和220℃,H2為載氣,流速 28 mL/min,N2流速28 mL/min,空氣流速 210 mL/min;揮發(fā)性脂肪酸(乙酸、丙酸、丁酸)和乙醇采用 F ID檢測,檢測器、汽化室和填充柱的溫度分別為 220℃、200℃和230℃,H2為載氣,流速 30 mL/min,N2流速30 mL/min,空氣流速 270 mL/min。均采用外標法定量,進樣量 10μL。CODCr采用回流法測定。纖維素、半纖維素和木質素含量的測定方法參考文獻 [8]。采用傅里葉紅外光譜 (FT-IR)分析造紙污泥中纖維素、半纖維素和木質素結構變化:將 1 mg造紙污泥與 400 mg KBr(光譜純)磨細混勻,壓成薄片用 FT-IR光譜儀測定并記錄其光譜,掃描波長范圍 400～4000 cm-1。

2 結果與討論

2.1 超聲波預處理對累積產氫量的影響

根據前期超聲波破解市政污泥實驗效果對超聲波預處理時間進行修正,設定超聲波預處理時間分別為 25、30、35、40、45、50 min,250 g造紙污泥經超聲波預處理冷卻后,投加 15 g實驗室造紙污泥堆肥腐熟肥,以確定最佳的超聲波預處理時間并實驗超聲波條件下污泥厭氧發(fā)酵產氫狀況。造紙污泥中 CODCr隨超聲波預處理時間的變化見圖1,超聲條件下造紙污泥厭氧發(fā)酵產氫狀況見圖2。從圖1可以看出,污泥中CODCr含量隨著超聲波預處理時間的延長而增加,但超聲處理超過 40 min后,CODCr含量增加緩慢。實驗監(jiān)測分析表明,污泥中糖類等低分子有機化合物含量增加,木質素、纖維素等高分子物質含量下降。由圖2可知,厭氧發(fā)酵 15天時,樣品 b、c、d累積產氫量均比樣品 a的高,樣品 c累積產氫量最大,經換算后樣品 c產氫量為 70.9 mL/g(VS)。研究認為,這與污泥中有機物的化學結構和超聲波作用相關。造紙污泥中主要成分是纖維素、半纖維素、木質素及其衍生物和一些有機物,纖維素分子以氫鍵構成平行的微晶束,氫鍵數量多,微晶束結合牢固[9]。但在超聲波作用下,纖維素等高分子有機物在熱點發(fā)生化學鍵斷裂,水相燃燒,高溫分解,超臨界水氧化,自由基氧化等反應而分解成低分子有機物[10-15]。FT-I R分析也顯示,造紙污泥的特征峰發(fā)生變化,超聲波預處理破壞了纖維素的無定形區(qū)和降解了半纖維素,產氫菌對纖維素的結晶區(qū)有破壞作用。同時發(fā)現木質素結構中的 C—O鍵數目減少,苯環(huán)極化作用減弱[16],這是由于超聲波產生的系列刺激效應破壞了木質素網狀分子結構。因此,超聲波作用可使造紙污泥中的難降解有機物降解成易被生物降解的有機物,為產氫菌提供了豐富的碳源,產氫量增加。樣品 d雖經過 50 min的超聲波預處理,液相中的 CODCr含量大于樣品 c的,但 pH值監(jiān)測結果表明,樣品 d在發(fā)酵過程中酸化,導致 pH值 (小于 5.0)下降,氧化還原電位升高,脫氫酶活性受到抑制,產氫菌產氫能力降低,累積產氫量比樣品 c的低。因此,實驗選擇超聲波預處理時間 40 min。

2.2 底物濃度對累積產氫量的影響

超聲波預處理 40 min,厭氧發(fā)酵 15天時,底物濃度對日產氫量和累積產氫量的影響分別見圖3和圖4。由圖3和圖4可知,在 6個發(fā)酵樣品中,污泥日產氫量均經歷了一個先增加后降低的過程,樣品 e累積產氫量最大。實驗中觀察到樣品 b、c、d、e、f分別在第 1天均有氣體產生,樣品 a第 3天才有少量氣體產生,6個發(fā)酵樣品在第 15天產氫量都接近 0,此時產氫結束。樣品 e的累積產氫量明顯高于樣品 a、b、c、d、f,說明適當增加菌種投加量對提高產氫量有利。反應結束,經色譜分析得知,樣品 a、b、c、d、e、f的含氫率分別為 46%、47%、44%、48%、55%、52%,并且均未檢測到甲烷。認為主要原因有兩個方面:①造紙污泥堆肥中含有產酸產氫菌和產甲烷菌,菌源在紅外線快速干燥器中烘 0.5～1.5 h,非孢子型的產甲烷菌由于不能適應這種環(huán)境而失活,而可形成孢子的產酸產氫菌能夠轉化為孢子而存活下來。造紙污泥經超聲波預處理 40 min和添加 10 mL質量分數 0.05%三氯甲烷作為抑制劑[17],產甲烷菌失活,而產酸產氫菌形成了孢子,影響不大,故在產氫過程中不會產生甲烷。②當 m1∶m2=2∶1時,揮發(fā)性脂肪酸與 CODCr質量濃度比大于 0.3,形成良好的可生化環(huán)境,有利于厭氧發(fā)酵產氫。底物濃度過大,將導致反應器內揮發(fā)性脂肪酸的積累,脫氫酶活性受到抑制,菌種間的協同作用降低,共代謝能力減弱,不利于產氫菌產氫。發(fā)酵前期,樣品 b、c底物濃度大,厭氧發(fā)酵時造成有機酸的大量積累,表現為 pH值下降,氧化還原電位升高 (>-274.9 mV),產氫量下降。而且隨著底物濃度的提高,反應器中的氫分壓也相應增大,過高的氫分壓不利于氫氣的生成且會轉換產氫菌的代謝途徑,即產酸產氫發(fā)酵途徑轉至產醇的發(fā)酵途徑。樣品 d、e、f由于添加了較多的實驗室造紙污泥堆肥腐熟肥,實驗室造紙污泥堆肥腐熟肥中的銨態(tài)氮對有機酸具有緩沖作用,pH值變化平緩[18],同時實驗室造紙污泥堆肥腐熟肥中含有大量易分解的有機物[19],且通過分散-耦合-并行系統轉移中間產物將產氫菌的抑制作用降至最低,提高了酶的利用率[20-21]。因此,在反應初期,樣品 d、e、f日產氫量和累積產氫量均比樣品 a、b、c高。由實驗結果得到,當 m1∶m2=2∶1,超聲波預處理 40 min時,造紙污泥發(fā)酵產氫的有機物利用率為 32.4%～43.8%,累積產氫量 83.5 mL/g(VS),氫氣濃度 51.0%～67.7%。

2.3 厭氧發(fā)酵時間對累積產氫量的影響

由圖3可知,日產氫量隨發(fā)酵時間的變化可分為4個階段:產氫延遲、開始產氫、持續(xù)產氫和產氫衰減。通過降落式 PCR擴增、DGGE電泳和對每個重新擴增條帶的 16S rDNA片段進行克隆和序列測定及將所得的序列片段在 GenBank數據庫進行同源性分析和檢索表明,反應器內產氫菌群落結構和種群數量處于動態(tài)變化中,直到形成了頂級優(yōu)勢群落。在產氫延遲段 (0～19.5 h),反應器剛啟動,產氫菌處于馴化、培育期,混合菌群逐步適應新的生態(tài)環(huán)境,此時優(yōu)勢菌群主要是 Clostridium sp.,Acidovorax sp.,Kluyvera sp.等,該過程中沒有氫氣產生;21～28 h后,產氫菌之間形成共代謝和協同效應,在營養(yǎng)物質充足的條件下,以有機物為碳源進行代謝,產氫菌得到快速強化[22],逐步形成穩(wěn)定的頂級優(yōu)勢產氫菌群,產氫效率提高。通過鏡檢觀察證實,細胞生長良好,此時有氫氣生成,隨著時間的延長,產氫量也逐漸增加,反應進行到約 27 h后進入持續(xù)產氫段。31～40 h產氫速率達到最大值 (242 mL/d)。經過 16S r DNA序列分析證實,此時菌群主要是 clostridium,Bacteroides,Peptococcus等,其次是 Fusobacterium,Leptotrichia, Zym om onas, Aerom onas, RhodospirilliUm,Veillonella,Leptotrichia。49 h后,隨著有機物耗盡,細菌因缺乏營養(yǎng)物質而利用儲存物質進行內源呼吸,死菌數大于新生菌數,細菌群體進入衰亡期,產氫速率逐漸下降,直至反應結束。

2.4 液相產物分析

當 m1∶m2=2∶1,超聲波預處理 40 min時,底物中揮發(fā)性脂肪酸和醇的變化情況見表1。由表1可知,在發(fā)酵初期,液相反應體系中檢測到的揮發(fā)性脂肪酸和乙醇含量較低。進入產氫高峰期,乙酸、丙酸、丁酸含量達到最大值。產氫結束,乙醇含量達到最大值,乙酸、丙酸、丁酸含量有所下降。實驗還發(fā)現,在產氫高峰期,揮發(fā)性脂肪酸含量與產氫遲緩期有直接對應關系,產氫遲緩期短,揮發(fā)性脂肪酸含量高,產氫遲緩期長,揮發(fā)性脂肪酸含量低。根據以往的研究結果顯示,該發(fā)酵產氫類型不屬于丁酸型發(fā)酵或乙醇型發(fā)酵,而是混合酸型發(fā)酵產氫。根據乙醇與揮發(fā)性脂肪酸沸點的差異,采用旋轉蒸發(fā)儀蒸餾得到乙醇。經氣相色譜檢測分析,收集到的乙醇濃度達71.7%以上。

表1 揮發(fā)性脂肪酸和醇的變化 mg/L

3 結 論

以實驗室造紙污泥堆肥腐熟肥為菌源,造紙污泥為底物進行厭氧發(fā)酵產氫。

3.1 造紙污泥經超聲波預處理 40 min,添加 10 mL質量分數 0.05%的三氯甲烷后,在溫度 36.5℃,pH值 5.5～6.0條件下與實驗室造紙污泥堆肥腐熟肥按質量比 2∶1混合厭氧發(fā)酵,累積產氫量為 83.5 mL/g(揮發(fā)性固形物),氫氣濃度為 51.0%～67.7%,有機物利用率為 32.4%～43.8%,未檢測到甲烷。

3.2 該厭氧發(fā)酵產氫屬于混合酸型發(fā)酵產氫,發(fā)酵副產物中檢測到乙醇、乙酸、丙酸、丁酸和丁醇,乙醇濃度大于 71.7%。

[1] JacksonM J,Line M A,W ilson S,et al.Application of composted pulp and paper sludge to a young pine plantation[J],Environ.Qual.,2000,29:407.

[2] 王德漢,彭俊杰,戴 苗.造紙污泥好氧堆肥處理技術研究[J].中國造紙學報,2003,18(1):135.

[3] Dania V V,Elvira R L,Fernando E G,et al.Semicontinuous solid substrate anaerobic reactors forH2production from organic waste:mesophilic versus thermophilic regime[J].Int.J.ofHydrogen Energy,2005,30:1383.

[4] Lu Weidong,Zhou Shaoqi.Research Progress of Bio-hydrogen Production from Organic SolidWaste byAnaerobic Fermentation[J].Environmental Sanitation Engineering,2008,16(4):22.

[5] Ying Guo.Application prospectof hydrogen production by biotechnology[J].New Energy,2007,1:28.

[6] Zhang Gaosheng,Li Hongwei,Fan Yaoting,et al.Studies on Biohydrogen Production by Anaerobic Fer mentation from Deoiled Gingeli[J].Chemical Research,2004,15(1):1.

[7] Zhang Xuesong,Zhu Jianliang.The effective of the bio-hydrogen production by dilute vitriol pretreatment on straw[J].Renewable Energy,2005,4:20.

[8] Lay J J,Li Y Y,Noike T.The influencesof pH and moisture content on the methane production in high-solids sludge digestion[J].Water Res.,1997,31(6):1518.

[9] 王 濤,仲偉剛,王允洪.草漿造紙中段廢水治理與污泥資源化技術[J].中國給水排水,2004,20(2):34.

[10] SerponeN.Ultrasonic induced dahaloge nation and oxidation of2,3,4-chlorophenol in air～eqilibrated aqueous media[J].J.Phys Chem.,1994,98(10):2634.

[11] SUSL I CK K S.The chemical effect of ultrasound[J].Sci.Am.,1989,260(2):80.

[12] Tania Basegio,Felipe Berutt,Andre Bernardes,et al.Envi-ronmental and technical aspects of the utilization of tannersludge as a rawmaterial for clay products[J].Journal of the European Ceramic Society,2002(22):2251.

[13] Zhang Yi,Zhang Hui,Wu Feng,et al.Degradation of orange II in water by ultrasound/Fenton method[J].Techniques and Equipment for Environmental Pollution Control,2003,4(11):48.

[14] Li Chunxi,Li Yutong,Wang Zihao.Combinative degradation of phenol aqueous solution with sonolysis and photocatalysis[J].Techniques and Equipment for Environmental Pollution Control,2002,3(8):48.

[15] Li Chunxi,Wang Jinggang,Wang Zihao.Applications and recent advances of ultrasound in wastewater treatment[J].Techniques and Equipment for Environmental Pollution Control,2001,2(2):64.

[16] Ren Shixue,Fang Guizhen.Effectsof ultrasounic processingon structure of alkali lignin of wheat-straw[J].Chemical and industrical of forest products,2005,25(z1):82.

[17] Bo Hu,Shulin Chen.Pretreatment ofmethanogenic granules for immobilized hydrogen fermentation[J]. Int.J.of Hydrogen Energy,2007,32:3266.

[18] Chen Guangyin,Zheng Zheng,Zou Xingxing,et al.Characteristics of anaerobic CO-Digestion of rice straw and swine feces in various ratios[J].Environmental chemisttry,2008,28(1):21.

[19] Kaparaju P,Rintala J.Anaerpbic co-digestin of potato tuber and its industrial by-productionswith pigmanure[J].Resources,Conservation and Recycling,2005,43:175.

[20] 陳洪章.纖維素生物技術[M].北京:化學工業(yè)出版社,2005.

[21] 李秋園.纖維酶原料水解及酒精發(fā)酵的研究[D].杭州:浙江大學,2002.

[22] Song Li,Liu Peiwang,Yuan Yuexiang,et al.Combined Mutation Breeding of H2-producing Strain and Hydrogen Producing Characterization of a H2-producingMutantHCM-23[J].Microbiology,2008,35(6):923.

Biological Hydrogen Production from Anaerobic Fermentation of Papermak ing Sludge

WU Feng ZHOU Shao-qi＊LA I Yang-lan
(College of Environm ental Science and Engineering,South China University of Technology,Guangzhou,Guangdong Province,510640)

In this exper iment anaerobic fermentation was performed in an anaerobic reactor at the optimal condition of pH 5.5～6.0 and 36.5℃,using papermaking sludge as substrate and compost from paper making sludge in laboratory as bacteria source.The papermaking sludge was pretreated by ultrasonic for 40 min and 0.05%chloroform was added.The papermaking sludge and compost were mixed in the ratio of 2∶1.The exper imental result showed that the total hydrogen yield was 83.5 mL/g(volatile solid,VS),hydrogen concentration was 51.0%～67.7%,the utilization of organic materialwas 32.4%～43.8%,no methane was detected.

papermaking sludge;ultrasonic treatment;anaerobic fer mentation;biological hydrogen production

TS793

A

0254-508X(2010)01-0039-04

伍 峰先生,在讀博士研究生;主要研究方向:固體廢棄物資源化利用。

(＊E-mail:fesqzhou@scut.edu.cn)

2009-07-15(修改稿)

本課題為教育部新世紀優(yōu)秀人才資助項目 (NCET-04-0819)。

(責任編輯:陳麗卿)