楊麗英， 劉偉東， 王紅梅， 邊喜龍， 劉 芳， 孫彩玉

(1.黑龍江建筑職業(yè)技術(shù)學(xué)院， 哈爾濱 150025； 2.黑龍江科技大學(xué)環(huán)境與化工學(xué)院， 哈爾濱 150022)

2014年，我國(guó)馬鈴薯種植面積達(dá)到5570千公頃，馬鈴薯產(chǎn)量9500多萬噸，種植面積和產(chǎn)量均占世界的四分之一左右。馬鈴薯應(yīng)用于淀粉加工后的主要副產(chǎn)物為馬鈴薯渣，統(tǒng)計(jì)顯示，平均每生產(chǎn)1 t淀粉，需消耗約6.5 t馬鈴薯，并排放約20 t廢水和5 t的薯渣[1]。隨著淀粉年加工能力的不斷提高，由馬鈴薯渣引起的環(huán)境污染越來越嚴(yán)重。目前，馬鈴薯渣主要用于功能成分提取和發(fā)酵產(chǎn)品生產(chǎn)，如生產(chǎn)高蛋白飼料、制備膳食纖維及提取果膠等，但在綜合利用過程中可能存在毒素富集、工業(yè)二次污染等問題[2]。馬鈴薯渣主要成分包含淀粉、氨基酸、多肽、半纖維素等，易于被厭氧微生物利用產(chǎn)生生物能源氣體(如甲烷)[3]。有研究已證明廢棄物馬鈴薯渣作為厭氧發(fā)酵系統(tǒng)底物進(jìn)行甲烷回收的可行性。Parawira[4]等曾以馬鈴薯渣作為厭氧發(fā)酵底物，并在TS 40%的條件下獲得甲烷最大產(chǎn)量為320 mL·g-1。楊安逸[5]等發(fā)現(xiàn)在TS 3%，pH值7.0和接種量10%的優(yōu)化培養(yǎng)條件下，對(duì)馬鈴薯渣進(jìn)行厭氧發(fā)酵可獲得最大甲烷產(chǎn)量為382.2 mL·g-1。付博銳[6]曾以馬鈴薯渣為原料建立沼氣發(fā)酵體系，在TS 3%的條件下獲得最高甲烷產(chǎn)量為213.1 mL·g-1。

但以上研究均在單相厭氧發(fā)酵系統(tǒng)中完成。眾所周知，厭氧發(fā)酵過程包括水解階段、產(chǎn)氫產(chǎn)酸階段、同型產(chǎn)乙酸階段和產(chǎn)甲烷階段4個(gè)過程。在傳統(tǒng)的單相厭氧發(fā)酵中，上述4個(gè)過程涉及的不同菌群均在同一系統(tǒng)中完成代謝過程，其生長(zhǎng)環(huán)境的差異性會(huì)導(dǎo)致不同菌群之間的相互抑制[7-9]。兩相厭氧發(fā)酵是指通過控制動(dòng)力學(xué)參數(shù)實(shí)現(xiàn)產(chǎn)酸相和產(chǎn)甲烷相的有效分離，在產(chǎn)酸相發(fā)生水解和產(chǎn)氫產(chǎn)酸過程，在產(chǎn)甲烷相發(fā)生同型產(chǎn)乙酸和產(chǎn)甲烷過程，并優(yōu)化各自的運(yùn)行參數(shù)使不同的菌群處于最佳的代謝狀態(tài)[10]。兩相厭氧發(fā)酵可實(shí)現(xiàn)氫氣和甲烷的同步回收并提高能源回收效率。該概念被提出后備受研究者關(guān)注，目前兩相厭氧發(fā)酵在固體廢棄物中的應(yīng)用主要集中在廚余垃圾[11]、農(nóng)作物秸稈[12]、酒糟[13]及市政污泥[14]等，而有關(guān)馬鈴薯渣作為兩相厭氧發(fā)酵系統(tǒng)底物的相關(guān)研究卻甚少。據(jù)我們所知，僅xie[3]等曾以活性污泥作為接種物，證明馬鈴薯渣作為兩相厭氧產(chǎn)氫產(chǎn)甲烷系統(tǒng)底物的可行性。

本研究旨在通過建立兩相厭氧系統(tǒng)對(duì)馬鈴薯渣進(jìn)行發(fā)酵處理，考察F/M比對(duì)系統(tǒng)產(chǎn)氫產(chǎn)甲烷性能的影響，并與單相厭氧系統(tǒng)運(yùn)行性能進(jìn)行對(duì)比。

1 材料和方法

1.1 接種物

厭氧發(fā)酵接種物取自當(dāng)?shù)刂铺菑S廢水處理站UASB反應(yīng)器污泥。污泥經(jīng)篩分去除粒徑>0.5 mm的懸浮物并用清水沖洗兩次。對(duì)于產(chǎn)氫相，篩分后的污泥在90℃下高溫蒸煮30 min以抑制產(chǎn)甲烷菌群，處理后的污泥接種至發(fā)酵裝置。對(duì)于產(chǎn)甲烷相，篩分后的污泥直接接種至發(fā)酵裝置。接種污泥的性質(zhì)參數(shù)可見表1。

1.2 發(fā)酵底物

厭氧發(fā)酵底物采用馬鈴薯渣，取自黑龍江省某薯業(yè)集團(tuán)。馬鈴薯渣均粒除雜后貯藏于4℃儲(chǔ)物柜，以防止發(fā)霉變質(zhì)。馬鈴薯使用前用清水稀釋至所需的質(zhì)量濃度(以VS計(jì))。馬鈴薯渣的理化性質(zhì)如表1所示。

1.3 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

兩相厭氧發(fā)酵裝置采用螺旋蓋玻璃瓶，單瓶總?cè)莘e為800 mL，有效容積為500 mL(發(fā)酵底物為375 mL，接種物為125 mL)。每個(gè)玻璃瓶接種物接種量(按VS計(jì))為4.5 g。發(fā)酵底物按VS濃度在18 gVS·L-1～90 gVS·L-1之間調(diào)節(jié)，以保持系統(tǒng)F/M比為2，4，6，8和10。產(chǎn)氫相系統(tǒng)起始pH值用NaOH溶液調(diào)節(jié)至6.5，當(dāng)產(chǎn)氫相發(fā)酵終止后，發(fā)酵殘留物pH值調(diào)節(jié)至7.0后轉(zhuǎn)移至產(chǎn)甲烷相。所有玻璃瓶充氮?dú)?0 min排出空氣密封后，置于恒溫培養(yǎng)箱中在35℃下以150 rpm振蕩培養(yǎng)。為進(jìn)行對(duì)比，在同樣的F/M系列下設(shè)置單相厭氧發(fā)酵裝置在同樣的條件下進(jìn)行培養(yǎng)。每個(gè)處理3次重復(fù)。產(chǎn)氣量、氣體組分、pH值、揮發(fā)性有機(jī)酸等參數(shù)每4～6 h取樣檢測(cè)一次。

1.4 分析方法

TS，VS，COD，TN，堿度及pH值指標(biāo)通過國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)方法[15]進(jìn)行測(cè)定。產(chǎn)氣量采用LML-1型濕式氣體流量計(jì)進(jìn)行測(cè)定。氫氣、甲烷和二氧化碳含量采用SC-II型氣相色譜進(jìn)行測(cè)定，配置熱電導(dǎo)檢測(cè)器，并采用氮?dú)庾鳛檩d體(40 mL·min-1)。柱溫和檢測(cè)室的溫度分別為150℃和90℃。

揮發(fā)性有機(jī)酸采用HT-SP502型氣相色譜進(jìn)行測(cè)定，配置氫火焰離子檢測(cè)器，并采用氮?dú)庾鳛檩d體(30 mL·min-1)。柱溫和檢測(cè)室的溫度分別為190℃和220℃。

1.5 動(dòng)力學(xué)方程

本研究采用修正的Compertz方程對(duì)產(chǎn)氫產(chǎn)甲烷過程進(jìn)行擬合：

式中：H(t)為t時(shí)刻的累積氫氣/甲烷產(chǎn)量，mL；P為產(chǎn)氣潛能，mL；Rm為最大氣體產(chǎn)率，mL·h-1；λ為延滯期，d。

比產(chǎn)氫/甲烷速率采用如下公式計(jì)算：

式中：Y為比產(chǎn)氫/甲烷速率，mL·g-1VSremoved；VSremoved為去除的VS總量，g。

2 結(jié)果與討論

2.1 兩相厭氧發(fā)酵系統(tǒng)運(yùn)行性能

圖1為產(chǎn)氫相累積氫氣產(chǎn)量隨時(shí)間的變化情況。在整個(gè)運(yùn)行過程，在生物氣中未檢測(cè)到甲烷存在，這表明系統(tǒng)無產(chǎn)甲烷代謝活動(dòng)。從圖1可以看出，在不同的F/M下，產(chǎn)氫相產(chǎn)氫延滯期大約為8 h，并在45 h達(dá)到氫氣產(chǎn)量峰值。當(dāng)F/M由2提高到8時(shí)，系統(tǒng)最大累積氫氣產(chǎn)量逐步增加，同時(shí)產(chǎn)氫潛能、氫氣產(chǎn)率和比產(chǎn)氫速率具有類似的變化趨勢(shì)(見表2)。這表明F/M對(duì)系統(tǒng)產(chǎn)氫性能有明顯的影響。當(dāng)F/M為8時(shí)，最大產(chǎn)氫潛能、氫氣產(chǎn)率和比產(chǎn)氫速率分別為384.2±11.6 mL，18.9±2.2 mL·h-1和56.7±2.2 mL·g-1VSremoved，氫氣含量在48%～51%之間。當(dāng)F/M進(jìn)一步提高到10時(shí)，由于過高的底物負(fù)荷和揮發(fā)性有機(jī)酸的積累(系統(tǒng)pH值下降到3.8)嚴(yán)重抑制產(chǎn)氫微生物的代謝活性，從而導(dǎo)致系統(tǒng)氫潛能、氫氣產(chǎn)率和比產(chǎn)氫速率分別大幅度下降至162.9±7.4 mL，8.1±0.4 mL·h-1和40.7±6.5 mL·g-1VSremoved，系統(tǒng)應(yīng)避免在高F/M條件下運(yùn)行。本研究最佳F/M與其他研究結(jié)果接近，Nathao[16]等曾以廚余垃圾作為兩相厭氧系統(tǒng)發(fā)酵底物進(jìn)行同步產(chǎn)氫產(chǎn)甲烷實(shí)驗(yàn)研究，得到最優(yōu)的F/M為7.5。

圖1 產(chǎn)氫相累積氫氣產(chǎn)量隨時(shí)間的變化

圖2 產(chǎn)氫相各揮發(fā)性有機(jī)酸濃度隨時(shí)間的變化

圖2為產(chǎn)氫相各揮發(fā)性有機(jī)酸濃度隨時(shí)間的變化情況。從圖中可以看出，揮發(fā)性有機(jī)酸組分主要包括乙酸、乙醇、丁酸和丙酸等。在F/M為2～8的范圍內(nèi)，乙醇和乙酸是主要的代謝產(chǎn)物(含量約占總揮發(fā)性有機(jī)酸的81.6%～86.9%)，這表明系統(tǒng)主要代謝發(fā)酵類型為乙醇型發(fā)酵(2C6H12O6+ 3H2O→3CH3CH2OH + 6CO2+ 6H2)。任南琪[17]等曾證明除丁酸型發(fā)酵外，乙醇型發(fā)酵亦為厭氧產(chǎn)氫發(fā)酵過程中重要的代謝途徑。當(dāng)F/M為10時(shí)，揮發(fā)性有機(jī)酸中丙酸濃度大幅度增加到16.4±1.1 mmol·L-1，這表明系統(tǒng)主要發(fā)酵類型由乙醇型發(fā)酵轉(zhuǎn)變?yōu)楸嵝桶l(fā)酵。以前的研究證明[18]，在丙酸的生成過程中會(huì)消耗氫氣，厭氧生物產(chǎn)氫系統(tǒng)應(yīng)減少丙酸的生成。

圖3 產(chǎn)甲烷相累積甲烷產(chǎn)量隨時(shí)間的變化

圖4 產(chǎn)甲烷相出水各揮發(fā)性有機(jī)酸濃度隨時(shí)間的變化

圖3為產(chǎn)甲烷相累積甲烷產(chǎn)量隨時(shí)間的變化情況。從圖中可以看出，在不同的F/M下，產(chǎn)甲烷相產(chǎn)甲烷延滯期大約為12 h，并在97 h達(dá)到甲烷產(chǎn)量峰值。F/M對(duì)產(chǎn)甲烷潛能、甲烷產(chǎn)率和產(chǎn)甲烷比率的影響與產(chǎn)氫相相似。當(dāng)F/M為8時(shí)，系統(tǒng)產(chǎn)甲烷潛能、甲烷產(chǎn)率和產(chǎn)甲烷比率均達(dá)到最大值，分別為391.2±12.8 mL，7.8±1.2 mL·h-1和102.1±12.6 mL·g-1VSremoved，甲烷含量在57%～63%之間。此時(shí)，兩相厭氧系統(tǒng)最大能量回收效率為5.5×10-3kW·h，此結(jié)果高于Nathao et al的研究結(jié)果。從表2可以看出，實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)與Compertz方程模擬得到的數(shù)據(jù)基本相同，這表明Compertz方程能較好的反映厭氧發(fā)酵實(shí)際情況，擬合程度R2>0.99，也說明該模型在于本研究的可行性。在F/M為10時(shí)，系統(tǒng)產(chǎn)甲烷潛能、甲烷產(chǎn)率和產(chǎn)甲烷比率分別下降至142.5±7.8 mL，5.4±0.6 mL·h-1和38.9±4.3 mL·g-1VSremoved，產(chǎn)甲烷活動(dòng)最弱，主要原因?yàn)椋?1)大量的揮發(fā)性有機(jī)酸積累影響產(chǎn)甲烷菌群胞外多聚物的含量與組成，并抑制產(chǎn)甲烷活性； 2)在各揮發(fā)酸中，丙酸作為產(chǎn)甲烷菌的發(fā)酵底物最難被轉(zhuǎn)化降解，其濃度的大幅度增加會(huì)影響菌群的代謝活動(dòng)。這表明產(chǎn)氫相出水中的揮發(fā)性有機(jī)酸的濃度及組分會(huì)影響產(chǎn)甲烷菌群的代謝活性。圖4為產(chǎn)甲烷相出水各揮發(fā)性有機(jī)酸濃度隨時(shí)間的變化情況。可以看出，經(jīng)產(chǎn)甲烷菌群發(fā)代謝后，揮發(fā)性有機(jī)酸大部分被降解，最終出水揮發(fā)性有機(jī)酸濃度低于7.9 mmol·L-1。在F/M=8運(yùn)行條件下，乙酸、乙醇、丁酸和丙酸的降解率分別為94.6%，92.4%，78.9%和15%。

表3為不同底物進(jìn)行兩相厭氧發(fā)酵產(chǎn)氫產(chǎn)甲烷性能對(duì)比。從表中可以看出，本研究以馬鈴薯渣作為兩相厭氧發(fā)酵底物得到的最大能量回收效率為5.5×10-3kW·h，分別高于以廚余垃圾、玉米秸稈、市政污泥為底物獲得的能量回收效率，但低于以酒糟為底物得到的能量回收效率。Chen[13]等曾以酒糟為兩相厭氧發(fā)酵底物進(jìn)行產(chǎn)氫產(chǎn)甲烷性能研究，可獲得最大產(chǎn)氫比率和產(chǎn)甲烷比率分別為126.0 mL·g-1VSremoved和101.6 mL·g-1VSremoved，同時(shí)得到的最大能量回收效率為7.6×10-3kW·h。但其實(shí)驗(yàn)使用的酒糟預(yù)先經(jīng)N-甲基氧化嗎啉酶促水解處理，可生物降解性被大大提高，而本研究使用的馬鈴薯渣未經(jīng)任何物理化學(xué)預(yù)處理，仍呈現(xiàn)出較高的能量回收潛能。因此，以馬鈴薯渣為底物進(jìn)行兩相厭氧發(fā)酵同步產(chǎn)氫產(chǎn)甲烷具有一定的可行性及競(jìng)爭(zhēng)力。

表2 不同F(xiàn)/M兩相厭氧系統(tǒng)與單相厭氧系運(yùn)行性能

表3 不同兩相厭氧發(fā)酵系統(tǒng)產(chǎn)氫產(chǎn)甲烷性能比較

2.2 單相厭氧發(fā)酵系統(tǒng)運(yùn)行性能

圖5為單相厭氧系統(tǒng)累積甲烷產(chǎn)量隨時(shí)間的變化情況。從圖中可以看出，在不同的F/M下，系統(tǒng)產(chǎn)甲烷延滯期大約為12 h，并在97 h達(dá)到最大峰值。產(chǎn)甲烷潛能、甲烷產(chǎn)率和比產(chǎn)甲烷速率變化趨勢(shì)與兩相厭氧系統(tǒng)的相似，并在F/M為8的運(yùn)行條件下達(dá)到最大值，分別為302.3±12.8 mL，7.4±1.2 mL·h-1和91.7±9.0 mL·g-1VSremoved，上述各指標(biāo)均低于兩相厭氧系統(tǒng)產(chǎn)甲烷相獲得的相應(yīng)指標(biāo)的運(yùn)行數(shù)據(jù)，這表明產(chǎn)氫相系統(tǒng)出水中的揮發(fā)性有機(jī)酸更易于被產(chǎn)甲烷菌群利用并進(jìn)行產(chǎn)甲代謝活動(dòng)。當(dāng)F/M為10時(shí)，由于系統(tǒng)內(nèi)部過度酸化而導(dǎo)致啟動(dòng)失敗。在F/M為2～8的范圍內(nèi)，經(jīng)厭氧發(fā)酵后，系統(tǒng)出水中各揮發(fā)性有機(jī)酸濃度較低(見圖6)，但稍高于兩相厭氧系統(tǒng)產(chǎn)甲烷相出水有機(jī)酸濃度。經(jīng)計(jì)算，單相厭氧系統(tǒng)最大能量回收效率為3.8×10-3kW·h，低于兩相厭氧系統(tǒng)能量回收效率約44.7%，這表明產(chǎn)氫相在提高整個(gè)系統(tǒng)底物降解及能源回收方面起著至關(guān)重要的作用，產(chǎn)酸相和產(chǎn)甲烷相的有效分離更利于系統(tǒng)調(diào)控，從而為不同微生物提供更為適宜的生存環(huán)境以防止微生物之間相互干擾及因代謝產(chǎn)物不均衡而造成的抑制作用。對(duì)于高濃度、難降解等有機(jī)底物，產(chǎn)氫相可起到水解預(yù)處理作用并為后續(xù)產(chǎn)甲烷菌群提供更適宜的生存條件。本實(shí)驗(yàn)通過對(duì)比兩相厭氧系統(tǒng)與單相厭氧系統(tǒng)運(yùn)行性能可以發(fā)現(xiàn)，兩相厭氧系統(tǒng)在同步回收氫氣和甲烷的同時(shí)，具有更高的能量回收效率。

圖5 單相厭氧系統(tǒng)累積甲烷產(chǎn)量隨時(shí)間的變化

圖6 單相厭氧系統(tǒng)出水各揮發(fā)性有機(jī)酸濃度隨時(shí)間的變化

3 結(jié)論

(1)以馬鈴薯渣作為底物，通過建立兩相厭氧發(fā)酵系統(tǒng)可實(shí)現(xiàn)“氫-甲烷”同步回收。F/M對(duì)厭氧發(fā)酵系統(tǒng)運(yùn)行性能具有明顯的影響，在F/M為8時(shí)，可得到最大能量回收效率為5.5×10-3kW·h。與單相厭氧發(fā)酵系統(tǒng)相比，兩相厭氧發(fā)酵系統(tǒng)可有效提高能量回收。

(2)在F/M為8下，兩相厭氧系統(tǒng)產(chǎn)氫相最大產(chǎn)氫潛能、氫產(chǎn)率及比產(chǎn)氫效率分別為384.2±11.6 mL，18.9±2.2 mL·h-1和56.7±2.2 mL·g-1VSremoved。同時(shí)，產(chǎn)甲烷獲得最大產(chǎn)甲烷潛能、甲烷產(chǎn)率、比產(chǎn)甲烷效率，分別為391.2±12.8 mL，7.8±1.2 mL·h-1和102.1±12.6 mL·g-1VSremoved。