賈 璇 吳雅楠 趙強強 郝 艷 李鳴曉#

(1.北京工商大學中國輕工業(yè)清潔生產和資源綜合利用重點實驗室，北京 100048；2.中國環(huán)境科學研究院環(huán)境基準與風險評估國家重點實驗室，北京 100012)

據(jù)原農業(yè)部2016年統(tǒng)計，我國農業(yè)廢棄物年產量近40億t，解決農業(yè)廢棄物帶來的農業(yè)面源污染問題迫在眉睫[1]。氫氣是清潔綠色能源，其能量密度高，是汽油能量密度的3倍，熱效率比常規(guī)化石燃料高30%～60%，且氫氣可和天然氣輸送系統(tǒng)共用，降低輸送成本[2]。傳統(tǒng)的化石燃料制氫、電解水制氫工藝能耗高、不可持續(xù)，厭氧發(fā)酵制氫因其反應條件溫和、不受光照限制、可利用范圍廣、運行成本低等特點成為國內外研究熱點。

厭氧發(fā)酵依據(jù)總固體(TS)含量可分為濕式和干式厭氧發(fā)酵，干式厭氧發(fā)酵是指TS高于20%(質量分數(shù))的厭氧發(fā)酵工藝。與濕式厭氧發(fā)酵相比，干式厭氧發(fā)酵具有節(jié)水、低耗、易管理、二次污染小等優(yōu)點[3]。截至2010年底，歐盟17個國家擁有超過200家生物質產甲烷工廠，總處理能力600萬t，其中干式厭氧發(fā)酵工藝處理能力占60%[4]。國外干式厭氧發(fā)酵工藝多用于農業(yè)廢棄物的能源化處理，比較典型的有干式多級厭氧消化工藝、德國的車庫型干發(fā)酵工藝等[5]。但高固體濃度條件下，微生物和底物之間傳質不利、有機酸積累導致的反饋抑制作用是造成干式厭氧發(fā)酵底物利用效率低、工藝穩(wěn)定運行難的關鍵[6]。pH和溫度是影響干式厭氧發(fā)酵產氫的重要指標。pH影響發(fā)酵微生物的正常生理活動，對中間代謝產物產生重要的影響[7]。溫度通過影響微生物酶活性調節(jié)微生物的生長速率和微生物對基質的代謝速率，從而影響厭氧發(fā)酵產氣量、有機物去除率、反應器處理負荷等[8]。目前，厭氧發(fā)酵制氫主要以濕式厭氧發(fā)酵為主，以農業(yè)廢棄物為研究對象，采用干式厭氧發(fā)酵制氫，研究環(huán)境因子對產氫潛力、產氫發(fā)酵類型和代謝產物的影響還鮮有報道。本研究選取秸稈、畜禽糞便、生活垃圾等典型農業(yè)廢棄物，開展干式厭氧發(fā)酵制氫的研究，通過產氫動力學、代謝產物變化規(guī)律的研究，解析溫度、初始pH等環(huán)境因素對產氫潛力和產氫代謝途徑的影響，以期獲得最佳干式厭氧發(fā)酵產氫運行參數(shù)，為農業(yè)廢棄物的高效能源化利用、緩解農村面源污染提供技術支撐。

1 實驗部分

1.1 實驗材料

農業(yè)廢棄物(豬糞、雞糞、秸稈、餐飲垃圾和廚余垃圾)取自北京順義，手工分揀去除大塊雜物，破碎至小于5 mm。接種污泥取自某豬糞厭氧發(fā)酵罐排出的沼渣，去除大塊雜質，置于4 ℃冰箱保存?zhèn)溆谩Ｘi糞、雞糞、餐飲垃圾、廚余垃圾和接種污泥以6 000 r/min的速度離心10 min，去除上清液后農業(yè)廢棄物和接種污泥的基本理化指標見表1。

1.2 實驗設計

實驗采用500 mL的發(fā)酵瓶，取接種污泥50 g(按濕質量計)，農業(yè)廢棄物和接種污泥按照VS比為1∶1混合進行干式厭氧發(fā)酵。采用2 mol/L的HCl和2 mol/L的NaOH進行初始pH的調節(jié)，分別調節(jié)到5.0、6.0和7.0。向發(fā)酵瓶中充入高純度氮氣10 min排出空氣，分別在中溫((35±1) ℃)和高溫((55±1) ℃)下進行干式厭氧發(fā)酵，每組運行周期為7 d，同時做平行實驗。

1.3 分析方法

C、N、H采用TruSpec CN型元素分析儀分析；TS和VS根據(jù)《飼料中水分和其他揮發(fā)性物質含量的測定》(GB/T 6435—2006)測定；pH采用Mettler Toledo型固體pH計測量；氨氮根據(jù)《水質 氨氮的測定 納氏試劑分光光度法》(HJ 535—2009)測定；溶解性化學需氧量(SCOD)采用5B-3(C)型COD快速分析儀測定；累積產氣量通過排水集氣法測量;氣體成分和代謝產物分析采用GC-7900型氣相色譜儀測定。

氣體成分分析的色譜條件：采用填充柱，熱導檢測器(TCD)，分析柱1為2 m hayesep Q，分析柱2為3 m 5A分子篩。柱溫80 ℃，進樣口溫度150 ℃，檢測器溫度150 ℃，電流50 mV，載氣為高純氮氣，進樣量1 mL。以峰面積定量，校正歸一法計算氣體體積分數(shù)。

乙醇和揮發(fā)性脂肪酸(VFA)分析的色譜條件：采用毛細管柱，氫火焰檢測器(FID)，進樣口溫度150 ℃，檢測器溫度150 ℃，采用程序升溫(色譜柱初始溫度85 ℃，保持7 min后以20 ℃/min升至150 ℃)，進樣量1 μL。

1.4 計算方法

利用Gompertz模型(見式(1))[9]模擬累積產氫量(H，mL)，通過統(tǒng)計學方差分析檢驗參數(shù)顯著性。

(1)

式中：P為最大產氫潛力，mL；R為最大產氫速率，mL/h；λ為啟動時間，h；t為厭氧發(fā)酵總時間，h。

2 結果與討論

2.1 溫度和初始pH對干式厭氧發(fā)酵產氫的影響

所有實驗組在前48 h累積產氣量增加量明顯，其后隨日產氣量的降低，累積產氣量趨于平緩，氫氣濃度呈現(xiàn)先增大后減小的趨勢。

當初始pH為5.0時，除秸稈干式厭氧發(fā)酵進行12 h時氫氣濃度達到最大外，其余中溫組和高溫組的氫氣濃度均在24 h時達到最大值，其中餐飲垃圾最高，中溫組和高溫組氫氣體積分數(shù)最大值分別為46.91%和68.62%。中溫組和高溫組餐飲垃圾干式厭氧發(fā)酵的累積產氣量較低，分別為250、180 mL，可能是由于pH較低，抑制產氫菌活性造成[10]。秸稈累積產氣量最高，但氫氣體積分數(shù)僅為14.18%。

表1 農業(yè)廢棄物和接種污泥的基本理化指標

注：1)以質量分數(shù)計。

當初始pH為6.0時，中溫組和高溫組餐飲垃圾的累積產氣量均最高，分別為890、830 mL，其次是秸稈，分別為480、580 mL。中溫組和高溫組秸稈的氫氣體積分數(shù)均在12 h達到最大，分別為65.54%、50.05%，其次是餐飲垃圾，分別為39.54%、42.02%。

當初始pH為7.0時，中溫組和高溫組餐飲垃圾的累積產氣量和氫氣體積分數(shù)均最大。其中，中溫組餐飲垃圾的累積產氣量和氫氣體積分數(shù)最大值分別為510 mL和64.61%，高溫組餐飲垃圾的累積產氣量和氫氣體積分數(shù)最大值分別為720 mL和69.46%。

餐飲垃圾富含淀粉、脂肪、纖維素及蛋白質等易腐有機物，通過微生物吸附降解為可溶于水的小分子有機化合物，成為厭氧發(fā)酵的理想發(fā)酵底物[11]。相同溫度和初始pH條件下，餐飲垃圾均有較高的累積產氣量和氫氣體積分數(shù)最大值，中溫、pH為6.0時累積產氣量最高為890 mL，中溫、pH為7.0時氫氣體積分數(shù)最大值為64.61%。秸稈在中溫、pH為6.0時干式厭氧發(fā)酵產氣效果優(yōu)于餐飲垃圾，氫氣體積分數(shù)最大值為65.54%。

2.2 干式厭氧發(fā)酵產氫動力學分析

Gompertz模擬累積產氫量如圖1和圖2所示。當初始pH為5.0時，中溫組的餐飲垃圾產氫效果最佳，最大累積產氫量為31.46 mL，最大產氫速率為0.71 mL/h；高溫組的雞糞產氫效果最佳，最大累積產氫量為83.86 mL，最大產氫速率為7.12 mL/h。當初始pH為6.0時，中溫組的秸稈產氫效果最佳，最大累積產氫量為254.41 mL，最大產氫速率為24.50 mL/h，其次為餐飲垃圾，最大累積產氫量為229.02 mL，最大產氫速率為3.04 mL/h；高溫組的秸稈產氫效果最佳，最大累積產氫量為197.06 mL，最大產氫速率為18.39 mL/h。當初始pH為7.0時，中溫組的餐飲垃圾產氫效果最佳，最大累積產氫量為261.96 mL，最大產氫速率為15.18 mL/h；高溫組的餐飲垃圾產氫效果最佳，最大累積產氫量為253.08 mL，最大產氫速率為12.39 mL/h。

圖1 中溫組Gompertz模擬累積產氫量Fig.1 The Gompertz modelling for accumulative hydrogen production in mesophilic temperature group

圖2 高溫組Gompertz模擬累積產氫量Fig.2 The Gompertz modelling for accumulative hydrogen production in thermophilic temperature group

2.3 溫度和初始pH對干式厭氧發(fā)酵過程pH和氨氮的影響

氨氮積累是影響厭氧發(fā)酵過程穩(wěn)定性的重要因素之一。當初始pH為5.0時，中溫組和高溫組除雞糞外發(fā)酵過程的pH均呈現(xiàn)先升后降、然后趨于平緩的趨勢。由于接種污泥pH較高，產甲烷菌活性高[12]，所以干式厭氧發(fā)酵初期pH先略微上升。隨反應的進行，小分子有機物進一步轉化為VFA、氫氣和CO2等，VFA和溶于水的CO2使體系的pH下降并趨于平緩[13]。

中溫組和高溫組雞糞的pH整體呈波動式上升趨勢，在發(fā)酵結束后，雞糞pH整體上升2左右。厭氧發(fā)酵最適宜的C/N為20～30。由表1可看出，雞糞C/N為8.48，遠低于厭氧發(fā)酵最適宜的C/N，屬于高有機氮廢棄物[14]。由于雞糞有機氮濃度高，易降解為氨氮，所以氨氮累積量一直最大，不適合單獨作為產氫原料[15]。秸稈的pH整體呈現(xiàn)下降的趨勢，當初始pH為5.0、6.0和7.0時，隨反應的進行，中溫組最低pH分別降至4.2、4.7和5.1，高溫組分別降至4.4、5.0和5.1。濕式厭氧發(fā)酵，秸稈易漂浮在發(fā)酵液上層，形成結殼，影響產氣效果[16]。干式厭氧發(fā)酵，秸稈與微生物可充分接觸，但由于秸稈含固率高，體系傳質、傳熱不均，導致VFA局部積累，降低體系pH[17]。

反應過程中氨氮濃度先上升后趨于平緩，這與以往研究結果類似[18]。氨氮濃度的上升是起初厭氧微生物活性高，代謝產生的氨氮物質不斷增加，隨反應進行，可供微生物利用的有機物不斷減少，微生物增殖達到穩(wěn)定[19]，氨氮濃度趨于穩(wěn)定。

2.4 溫度和初始pH對干式厭氧發(fā)酵產氫途徑的影響

發(fā)酵底物中大分子有機物主要有糖、脂肪、蛋白質，它們通過水解酸化過程轉化為VFA和乙醇等物質。厭氧發(fā)酵產氫途徑根據(jù)末端產物組成分為乙醇型、丙酸型和丁酸型發(fā)酵。不同材料末端VFA質量濃度如圖3和圖4所示。5種農業(yè)廢棄物干式厭氧發(fā)酵的產氫代謝途徑均是丁酸型發(fā)酵為主的混合型發(fā)酵，其中餐飲垃圾和秸稈發(fā)酵末端VFA濃度顯著高于其他材料。當初始pH為5.0時，中溫組和高溫組餐飲垃圾末端VFA質量濃度分別為276.30、322.20 mg/L，其中乙酸和丁酸之和分別占VFA的80.38%和86.06%。除乙酸外，丁酸在剩余酸中占主體地位，決定了餐飲垃圾在初始pH為5.0的條件下，干式厭氧發(fā)酵的產氫途徑以丁酸型發(fā)酵為主。當初始pH為6.0時，中溫組和高溫組餐飲垃圾末端VFA質量濃度分別為421.20、511.00 mg/L，其中中溫組的乙酸和丁酸之和占VFA的64.27%，餐飲垃圾仍然以丁酸型發(fā)酵為主；高溫組末端VFA的異丁酸和異戊酸濃度遠高于其他組，分別為151.20、108.10 mg/L，異丁酸濃度的增加可能是一部分丁酸異體構在微生物的作用下轉化所致[20]，而異戊酸濃度較高可能是由于體系中pH迅速下降，抑制了微生物活性，影響了異戊酸向乙酸的轉化[21]。當初始pH為7.0時，中溫組餐飲垃圾和高溫組秸稈也存在異戊酸濃度升高的情況。

圖3 中溫組不同材料末端VFA質量濃度Fig.3 The VFA concentrations of different materials in mesophilic temperature group

圖4 高溫組不同材料末端VFA質量濃度Fig.4 The VFA concentrations of different materials in thermophilic temperature group

3 結 論

(1) 以餐飲垃圾、秸稈為材料進行干式厭氧發(fā)酵產氫效果顯著優(yōu)于畜禽糞便，其中雞糞由于氨氮積累，產氫效果不佳。當中溫、初始pH為7.0時，餐飲垃圾產氫效果最佳，最大累積產氫量為261.96 mL，最大產氫速率為15.18 mL/h，氫氣體積分數(shù)最大值為64.61%；當中溫、初始pH為6.0時，秸稈產氫效果最好，最大累積產氫量為254.41 mL，最大產氫速率為24.50 mL/h，氫氣體積分數(shù)最大值為65.54%。

(2) 5種農業(yè)廢棄物干式厭氧發(fā)酵的產氫代謝途徑均是丁酸型發(fā)酵為主的混合型發(fā)酵。