張佳佳,石先陽

(安徽大學(xué) 資源與環(huán)境工程學(xué)院,安徽 合肥 230601)

厭氧消化在處理有機廢棄物的同時可回收能源[1],但其易受多種因素如pH、堿度、溫度、微量金屬元素等的影響[2]。添加適量微量金屬元素可增強厭氧污泥的產(chǎn)甲烷活性以及酶活性,促進基質(zhì)降解[3]。其中錳作為厭氧污泥的重要組成元素,是丙酮酸羧化酶、精氨酸酶和甲基轉(zhuǎn)移酶的輔助因子[4]。

在以牛糞為原料的厭氧發(fā)酵中,添加6 g MnSO4可有效提高COD轉(zhuǎn)化為揮發(fā)性脂肪酸(VFAs)的速率,使厭氧發(fā)酵系統(tǒng)的產(chǎn)氣時間縮短了7 d,累積產(chǎn)氣量提高41.2%[5]；通過測定污泥胞外聚合物(EPS),發(fā)現(xiàn)當(dāng)Mn2+濃度為0.05 mg/L時,污泥內(nèi)EPS總量下降11.91%[6]；在厭氧發(fā)酵過程中,添加0.3 mg/L的Mn2+使中間產(chǎn)物-丁酸的轉(zhuǎn)化速度加快17%[7]；以隔油池垃圾為原料的厭氧發(fā)酵中,22.9 mg/L 的Mn2+使最大甲烷產(chǎn)率提高了40%,產(chǎn)甲烷滯后時間則縮短了66.7%[8]。然而微量金屬元素添加過量會增加厭氧反應(yīng)器的運行成本及造成重金屬的二次污染[9]。此外,現(xiàn)有研究對象多集中在微量金屬元素種類方面,測定指標比較單一,且較少涉及微量金屬元素形態(tài)與厭氧污泥生物利用度之間的關(guān)系。

本文通過間歇實驗探究不同濃度Mn2+對厭氧消化的影響,分析厭氧消化過程中金屬元素錳的形態(tài)與其生物利用度間的關(guān)系,為實現(xiàn)Mn2+的精準投加,提高厭氧消化系統(tǒng)的經(jīng)濟適用性提供理論依據(jù)。

1 實驗部分

1.1 材料與儀器

C12H22O11、NH4Cl、KH2PO4和NaHCO3均為化學(xué)純；微量元素溶液、MnCl2儲備液(400 mg/L)、硝酸溶液(1+1)均為分析純；所有溶液均用去離子水配制；厭氧顆粒污泥,取自一個實驗室規(guī)模的上流式厭氧污泥床反應(yīng)器(UASB)；實驗用水采用人工配水,營養(yǎng)母液成分為：C12H22O1117.82 g/L,NH4Cl 1.91 g/L,KH2PO40.44 g/L,NaHCO318.6 g/L。每L人工配水中加入0.26 mL微量元素溶液,微量元素溶液組成見表1。

表1 微量元素溶液組成Table 1 Components of trace element solution

PHS-3G酸度計；BIO-DL移液器；IS-RDV1恒溫振蕩器；SP-6800A氣相色譜儀；GC-7860A氣相色譜儀；Philips XL30掃描電子顯微鏡(SEM)；DK-S28數(shù)顯恒溫水浴鍋；AAS-990AFG原子吸收分光光度計。

1.2 實驗方法

實驗所用玻璃器皿均經(jīng)硝酸溶液(1+1)浸泡12 h,反復(fù)用去離子水沖洗干凈后烘干備用。間歇實驗在650 mL玻璃反應(yīng)器中進行。取15 g經(jīng)去離子水清洗3次后的厭氧顆粒污泥及40 mL實驗用水置于上述反應(yīng)器中,分別添加0,20,50,100,200 mL的MnCl2儲備液,并加入去離子水使其總體積為400 mL,相應(yīng)的Mn2+濃度為0,20,50,100,200 mg/L,依次編號為1#(對照組)、2#、3#、4#、5#。持續(xù)充氬氣10 min后迅速用丁基膠塞以及鋁帽密封。置于溫度為(35±1)℃,轉(zhuǎn)速為135 r/min的恒溫振蕩器中培養(yǎng),每組實驗設(shè)置兩個平行。

1.3 分析方法

TSS、VSS、COD、Mn2+濃度采用標準方法測定[10]；氣體組分采用氣相色譜儀測定；氣體總體積用排水法測定[11]；累積產(chǎn)甲烷動力學(xué)參數(shù)利用修正后的Gompertz模型分析[12]；VFAs的濃度利用氣相色譜儀測定；EPS的提取與測定參考文獻[13]；輔酶M(CoM)的測定參考文獻[14]；采用掃描電子顯微鏡觀察厭氧污泥的形態(tài)；厭氧污泥的光電子能譜(XPS)測定參考文獻[15]；厭氧污泥中不同形態(tài)Mn2+的提取與測定參考Tessier五步提取法[16]。

2 結(jié)果與討論

2.1 Mn2+對產(chǎn)甲烷量的影響

添加不同濃度Mn2+下的累積產(chǎn)甲烷量的變化曲線如圖1所示,厭氧消化結(jié)束后,1#(對照)累計產(chǎn)甲烷量為75 mL,2#累計產(chǎn)甲烷量為84 mL,較1#提高了12%,3#～5#累計產(chǎn)甲烷量分別為57,61,45 mL,較1#分別降低了24%,18.4%,40%。以修正過的Gompertz模型(式1)對產(chǎn)甲烷過程進行動力學(xué)模擬,得到累計產(chǎn)甲烷動力學(xué)參數(shù)(表2)。

(1)

式中H——反應(yīng)時間t(h)內(nèi)的累計產(chǎn)甲烷量,mL；

P——潛在產(chǎn)甲烷量,mL；

Rm——最大甲烷產(chǎn)率,mL/h；

λ——產(chǎn)甲烷滯后時間,h；

e——常數(shù)(2.718 281 828)。

圖1 Mn2+對累計產(chǎn)甲烷量的影響Fig.1 Effects of Mn2+ on the cumulative methane production

編號λ/hRm/(mL·h-1)P/mLR21#9.5490.901 577.800.995 02#6.2450.975 887.020.993 63#7.3640.856 358.260.996 54#6.8120.956 662.890.995 65#6.7050.872 547.250.988 4

由表2可知,修正過的Gompertz模型可以很好地模擬厭氧污泥產(chǎn)甲烷的動力學(xué)過程(R2>0.988)。20 mg/L的Mn2+使產(chǎn)甲烷滯后時間縮短至6.2 h,較對照組降低了34.6%,而潛在產(chǎn)甲烷量則提高至87.02 mL,較對照提高了11.9%。

以最大比產(chǎn)甲烷速率Umax·CH4[mL CH4/(g VSS·d)]和最大比COD去除速率Umax·COD[g COD/(g VSS·d)]作為衡量厭氧污泥活性指標[式(2),式(3)][17],計算結(jié)果見圖2。

圖2 Mn2+對最大比產(chǎn)甲烷速率和 最大比COD去除速率的影響Fig.2 Effects of Mn2+ on Umax·CH4 and Umax·COD

由圖2可知,添加Mn2+濃度為20 mg/L時,反應(yīng)體系的最大比產(chǎn)甲烷速率和最大比COD去除速率分別達到32.63 mL CH4/(g VSS·d)和0.109 1 g COD/(g VSS·d),表明20 mg/L Mn2+的添加促進了基質(zhì)的降解,此濃度下厭氧污泥的產(chǎn)甲烷活性最高。

(2)

(3)

式中K——累計產(chǎn)甲烷量曲線直線段的斜率,

mL CH4/h；

X——微生物濃度,g VSS/L；

Vn——反應(yīng)區(qū)容積,mL；

T0——反應(yīng)體系溫度,K；

T1——273 K。

CoM(2-巰基乙烷磺酸)作為產(chǎn)甲烷菌特有的一種輔酶,能以甲基維生素B12為甲基供體,經(jīng)甲基轉(zhuǎn)移酶的作用,形成甲基輔酶M。甲基輔酶M在甲基輔酶M還原酶(MCR)的催化下最終形成甲烷[18]。在一定程度上,產(chǎn)甲烷量和產(chǎn)甲烷速率與CoM的含量及濃度成正比[19]。在厭氧發(fā)酵結(jié)束后,2#CoM含量較對照提高了15.02%,而3#～5#CoM含量較對照則分別降低了10.06%,19.05%,21.66%(圖3),這就從酶學(xué)角度解釋了累計產(chǎn)甲烷量和產(chǎn)甲烷速率增加的原因。

圖3 Mn2+對CoM含量的影響Fig.3 Effects of Mn2+ on the CoM concentration

2.2 Mn2+對VFAs的影響

厭氧消化反應(yīng)中VFAs含量隨時間的變化曲線見圖4,其主要組分為乙酸(圖4b)和丙酸(圖4c)。乙酸濃度在0～574.21 mg/L之間,丙酸濃度為0～977.02 mg/L。

圖4 Mn2+對VFAs總量、乙酸以及丙酸含量的影響Fig.4 Effects of Mn2+on the total VFAs, acetic acid and propionic acid

由圖4可知,丙酸含量變化趨勢和VFAs總量(圖4a)變化趨勢一致。在0～8 h,VFAs總量迅速增加,2#乙酸最高濃度達350.178 mg/L,而在8～12 h內(nèi)迅速降低到2.950 mg/L,轉(zhuǎn)化率為99.16%,乙酸濃度達到最高和趨于零的時間較1#均縮短了4 h。隨Mn2+濃度的提高,發(fā)酵系統(tǒng)出現(xiàn)丙酸積累,導(dǎo)致酸化,從而對甲烷化作用產(chǎn)生了抑制[20]。添加20 mg/L Mn2+可使乙酸含量提前4 h達到峰值,且加速其轉(zhuǎn)化,最大程度地促進VFAs降解為甲烷,提高產(chǎn)氣量。

2.3 Mn2+對EPS的影響

顆粒污泥松散型胞外聚合物(LB-EPS)和緊實型胞外聚合物(TB-EPS)主要由蛋白質(zhì)(PNs)和腐殖質(zhì)(HSs)組成(圖5),其中PNs占45.48%～56.49%,HSs占33.49%～46.20%,而多糖(PSs)所占比例相對較小,為3.55%～14.92%。因LB包裹在TB外部,Mn2+對LB的影響大于TB。Mn2+濃度從0 mg/L增至20 mg/L,LB-EPS從518.28 mg/L增至529.15 mg/L,增加了2.1%。當(dāng)Mn2+濃度增至50,100,200 mg/L時,LB-EPS則分別降低了38.77%,51.41%和53.91%。LB-EPS的增加增強了顆粒污泥活性,從而促進甲烷化反應(yīng)的進行[21]。但在高濃度Mn2+暴露下,顆粒污泥結(jié)構(gòu)受到嚴重破壞,這和圖6厭氧污泥的掃描電鏡分析結(jié)果相一致。

圖5 LB-EPS和TB-EPS的多糖、蛋白和腐殖質(zhì)的濃度Fig.5 Concentrations of the PSs,PNs and HSs of the LB-EPS and TB-EPS

如圖6所示,1#厭氧污泥呈現(xiàn)桿狀和絲狀(圖6a),2#(圖6b)和5#(圖6c)厭氧污泥形態(tài)發(fā)生變化,出現(xiàn)大量球狀菌。微量元素添加會導(dǎo)致厭氧系統(tǒng)甲烷菌形態(tài)發(fā)生變化,由甲烷絲菌和甲烷桿菌逐漸轉(zhuǎn)化為甲烷球菌[22]。大的比表面積使得球菌擁有比桿菌和絲菌更強的比產(chǎn)甲烷能力。但當(dāng)Mn2+濃度達到200 mg/L時,厭氧污泥表面排列變得松散,其結(jié)構(gòu)被高濃度Mn2+所破壞,污泥產(chǎn)甲烷活性降低。

圖6 掃描電鏡下的厭氧污泥形貌Fig.6 SEM images for morphology of anaerobic sludge a.1#；b.2#；c.5#

2.4 Mn2+形態(tài)與生物利用度分析

厭氧消化前后,2#污泥的光電子能譜圖見圖7。

圖7 污泥厭氧消化前后的X射線光電子能譜圖Fig.7 X-ray photoelectron spectroscopy of sludge before and after anaerobic digestion

圖8 連續(xù)提取法所測各形態(tài)Mn2+含量及占比(上圖為含量,下圖為占比)

由圖7可知,在厭氧消化結(jié)束后觀察到錳的特征譜線,說明厭氧消化過程中,厭氧污泥對Mn2+有吸附作用,進而對厭氧消化反應(yīng)產(chǎn)生影響,1#污泥厭氧消化前后均未觀察到錳離子的吸附(圖中未顯示)。離子可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)離子(以下簡稱有效態(tài)離子)最容易被釋放出來而被生物體吸收[23]。

由圖8可知,向反應(yīng)體系中加入Mn2+,有效態(tài)離子所占比例顯著增加,而鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機態(tài)以及殘渣態(tài)在一定程度上與添加的Mn2+呈現(xiàn)負相關(guān)。其中2#～5#的有效態(tài)離子含量較1#分別提高了2.89,5.46,13.91,28.80 mg/L,所占比例較1#提高了57.51%,59.74%,59.20%,60.00%,此時2#～5#對有效態(tài)離子的生物利用度[24]分別為15.57%,11.37%,14.13%,14.51%,說明當(dāng)Mn2+濃度高于20 mg/L,繼續(xù)增大Mn2+濃度至200 mg/L時,有效態(tài)離子生物利用度并未得到提高。綜合分析上述實驗結(jié)果以及考慮到重金屬的污染問題,認為20 mg/L的Mn2+能最大程度地增強反應(yīng)體系性能。

3 結(jié)論

(1)Mn2+的添加可提高厭氧系統(tǒng)累計產(chǎn)甲烷量,其最佳濃度為20 mg/L,同時CoM含量較對照提高15.02%,VFAs轉(zhuǎn)化速度加快；但高濃度Mn2+則會抑制乙酸和丙酸的降解,導(dǎo)致系統(tǒng)中VFAs積累。

(2)Mn2+添加后2#的厭氧污泥形態(tài)由1#的桿狀和絲狀轉(zhuǎn)變?yōu)榍驙?同時其LB-EPS總量相對1#提高了2.1%,而3#～5#分別降低了38.77%,51.41%和53.91%。高濃度Mn2+破壞了污泥表面結(jié)構(gòu),顆粒污泥出現(xiàn)破損。

(3)Mn2+濃度為20 mg/L時,厭氧污泥所利用的有效態(tài)離子含量為3.11 mg/L,生物利用度為15.57%,繼續(xù)提高Mn2+濃度,有效態(tài)離子生物利用度并未得到提高。