王婷婷，唐 鑫，孫 英

中國農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，北京 100193

0 引言

奶牛養(yǎng)殖廢水作為奶牛養(yǎng)殖過程無可避免的副產(chǎn)物，產(chǎn)量巨大，含有氮磷以及大量的有機物。富含有機質(zhì)的養(yǎng)殖廢水具有較高的產(chǎn)甲烷潛質(zhì)，可以采用厭氧消化的方式進行處理。厭氧消化能夠利用產(chǎn)酸菌與產(chǎn)甲烷菌將養(yǎng)殖廢水中有機污染物轉(zhuǎn)化為甲烷，從而實現(xiàn)能源再生[1]。然而，傳統(tǒng)厭氧消化依賴于消化系統(tǒng)內(nèi)水解菌分泌胞外酶分解大分子有機物，水解過程較慢，限制了厭氧消化效率。鑒于此，一些學(xué)者在試驗條件下采用超聲、加熱、生物制劑、氧化處理等方式加速大分子有機物水解用以提升產(chǎn)甲烷效率，取得了良好效果[2～6]。但超聲、加熱等方式投入成本大，場地建設(shè)要求高，難以實現(xiàn)大規(guī)模的推廣應(yīng)用[7]。還有一些學(xué)者考慮添加生物酶或生物菌劑的方式加快厭氧消化水解過程，然而，生物制劑對使用環(huán)境條件具有一定要求，生物制劑的安全性與穩(wěn)定性仍待考察[8，9]。此外，堿處理與氧化劑處理也是學(xué)者們的研究重點，堿處理能夠有效促進有機顆粒物溶脹，加速細(xì)胞破裂；氧化劑能夠破壞細(xì)胞結(jié)構(gòu)，也能促進難溶大分子有機物的降解[10]。堿處理后需調(diào)節(jié)原料pH值，才能進行正常厭氧消化，同時，處理過程會引入較多無機鹽[11]，抑制產(chǎn)甲烷過程。臭氧、芬頓試劑處理費用相對較高，使用時具有一定的安全風(fēng)險[12，13]。過二硫酸鹽（Perdisulfate， PDS）價格低，穩(wěn)定性高，氧化性強，是提升厭氧消化產(chǎn)甲烷的理想氧化劑。研究學(xué)者已經(jīng)證實，PDS處理剩余污泥后，能夠增加污泥中溶解性有機物含量，提升揮發(fā)性脂肪酸含量[14，15]。目前，關(guān)于通過向養(yǎng)殖廢水中添加PDS提升厭氧消化效率的相關(guān)研究報道較少。

為比較不同劑量的PDS對奶牛場養(yǎng)殖廢水厭氧消化性能的影響，以添加不同劑量PDS的奶牛場養(yǎng)殖廢水為原料，通過監(jiān)測PDS處理后發(fā)酵沼液與微生物群落組成變化，分析PDS投加后對累積產(chǎn)甲烷量的影響，篩選出最佳PDS投加量，為奶牛場養(yǎng)殖廢水沼氣工程提供技術(shù)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗原料

奶牛養(yǎng)殖廢水來自寧夏自治區(qū)某奶牛養(yǎng)殖場，為奶牛場糞污和擠奶廳沖洗廢水的混合液體，養(yǎng)殖廢水的總懸浮固體（Total Suspended Solid， TSS）為34.0 g/L，揮發(fā)性懸浮固體（Volatile Suspended Solid， VSS），為24.3 g/L，化學(xué)需氧量（Chemical Oxygen Demand， COD）為30 620 mg/L，投加的PDS為過二硫酸鉀（分析純）。

1.2 試驗設(shè)計與分析方法

首先依據(jù)奶牛養(yǎng)殖廢水的TSS，分別按照PDS與奶牛養(yǎng)殖廢水TSS比值為0.1、0.2、0.3設(shè)立處理組，并分別將其命名為T1、T2、T3處理組，各處理組的PDS投加量依次為3.4 g/L、6.8 g/L、10.2 g/L。同時設(shè)置一個對照組（CK），對照組不添加PDS，其他試驗條件均與T1、T2、T3處理組一致。厭氧消化在容積為5 L的厭氧反應(yīng)器中進行，其中奶牛養(yǎng)殖廢水含量為3.5 L。本試驗共設(shè)置了8 個反應(yīng)器，對照組與處理組均設(shè)置2 個平行。向處理組厭氧反應(yīng)器中投加設(shè)定的PDS劑量后，搖勻后靜置。反應(yīng)器運行期間保證反應(yīng)器與外界無空氣交換，以保證反應(yīng)在厭氧條件下進行。試驗每5 天進行1 次取樣，取樣后樣品保存在-20 ℃冰箱內(nèi)。TSS與VSS指標(biāo)測定使用恒重法[16]；蛋白質(zhì)測定采用考馬斯亮藍法[17]；多糖測定采用苯酚-硫酸法[18]；脂肪酸測定采用氣相色譜法[19]；沼氣總量測定使用排水集氣法與沼氣組成采用氣相色譜法[20]；使用高通量測序進行微生物群落分析；種子發(fā)芽指數(shù)（Germination Index，GI）[21]由沼液培養(yǎng)72 h的種子發(fā)芽率與根長確定；CODGI50為發(fā)酵液GI指數(shù)為50.00%時所對應(yīng)COD值。

2 結(jié)果與分析

2.1 加速大分子水解為小分子有機物

試驗期間，測定CK、T1、T2、T3處理組第0、20、40、60 天的TSS、VSS、蛋白質(zhì)、多糖含量，并繪制其值相對其初始值的變化情況（圖1）。

由圖1可見，不同處理組的原料在進行厭氧消化過程中TSS、VSS、蛋白質(zhì)、多糖均表現(xiàn)出下降的趨勢。經(jīng)過60 天厭氧消化后，試驗結(jié)果表明TSS、VSS、蛋白質(zhì)、多糖減少量最多的組為T1處理組，T2與T3處理組的TSS、VSS、蛋白質(zhì)、多糖減少量相對較低。CK組大分子有機物降解高峰期發(fā)生在第20～40 天，而T1處理組的大分子水解過程則持續(xù)存在于20～60 天。T3處理組TSS降解率與VSS降解率不足10.00%，可能是由于PDS投加量過高，氧化作用破壞了水解菌細(xì)胞結(jié)構(gòu)，降低了水解菌的活性。

碳水化合物、蛋白質(zhì)是表征厭氧消化水解效率的有效指標(biāo)。根據(jù)圖1（c）與圖1（d）的結(jié)果，T1處理組提高了蛋白質(zhì)與多糖的降解率，而T2與T3處理組則對蛋白質(zhì)與多糖的水解表現(xiàn)出抑制作用。T1處理組的蛋白質(zhì)降解率由CK組的58.00%提升至65.00%，多糖的降解率由30.00%提升至41.00%。因此，相較于蛋白質(zhì)，PDS在促進多糖降解方面表現(xiàn)更突出。當(dāng)PDS過量時，可能會破壞細(xì)胞結(jié)構(gòu)導(dǎo)致大量的水解菌失活，因此，抑制了蛋白質(zhì)與多糖向小分子有機物轉(zhuǎn)化的水解過程。畢培等[14]以PDS處理剩余污泥時也觀察到了相似的變化，即適量的PDS投加有利于厭氧消化系統(tǒng)內(nèi)大分子向小分子有機物的轉(zhuǎn)化，過量的PDS不利于蛋白質(zhì)與多糖的降解。

圖1 厭氧消化進程中各處理組TSS、VSS、蛋白質(zhì)、多糖隨時間的變化

2.2 提高揮發(fā)性脂肪酸（Volatile Fatty Acids，VFAs）產(chǎn)量

VFAs是厭氧消化過程中大分子有機物的水解產(chǎn)物，本試驗測定了第0、10、20、25、40、60天厭氧消化系統(tǒng)VFAs的組成與含量變化。如圖2所示，在0～60 天的反應(yīng)過程內(nèi)，VFAs的總量呈現(xiàn)先升后降的趨勢，但各個處理組的產(chǎn)酸峰值時間與總量有所區(qū)別。CK、T1、T2、T3處理組產(chǎn)酸峰值分別為6 515 mg/L、6 977 mg/L、13 281 mg/L、12 370 mg/L。相較于CK組，T1處理組的產(chǎn)酸峰值略有提升，在反應(yīng)的第25天，T1處理組仍有較高的VFAs含量，為產(chǎn)甲烷菌提供更多可利用的底物，提高養(yǎng)殖廢水的產(chǎn)甲烷性能。T2與T3產(chǎn)酸峰值出現(xiàn)在40 天，且峰值約是CK組的兩倍，過量的VFAs可能是抑制厭氧消化產(chǎn)甲烷[22]的原因（圖3）。PDS的投加也改變了T1、T2、T3處理組VFAs的組成，乙酸在其VFAs總量中占比更大，這一點與Luo等[23]研究結(jié)果一致。丙酸與丁酸經(jīng)產(chǎn)乙酸菌轉(zhuǎn)化為乙酸后，才能完成厭氧消化產(chǎn)甲烷[24]，乙酸含量的提高對于產(chǎn)甲烷提升有重要意義。

2.3 提升養(yǎng)殖廢水累積產(chǎn)甲烷量與植物可利用性

如圖3所示，CK，T1、T2、T3處理組累積產(chǎn)甲烷量分別為1 311 mL、3 092 mL、442 mL、19 mL。T2與T3處理組的甲烷產(chǎn)量顯著低于CK與T1處理組（p＜0.05，單側(cè)t-檢驗）。Yue等[25]在利用臭氧提升餐廚垃圾產(chǎn)甲烷量研究中也發(fā)現(xiàn)過量的氧化劑會降低甲烷產(chǎn)量。從累積甲烷產(chǎn)量來看，PDS/TSS為0.1時，可以獲得甲烷的最大產(chǎn)率。Song等[26]在研究PDS預(yù)處理提高藻類污泥厭氧消化產(chǎn)甲烷的潛力時發(fā)現(xiàn)，PDS/TSS為0.2時，發(fā)酵60 天后的累積甲烷產(chǎn)量最高。

圖3 各處理組的甲烷生成曲線

在0～15 天內(nèi)，CK與T1處理組甲烷產(chǎn)量均處于緩慢增加狀態(tài)，厭氧消化系統(tǒng)仍處于水解階段，微生物群落中產(chǎn)酸菌占優(yōu)勢（圖4）。15～45天是CK組的產(chǎn)甲烷高峰期，而T1處理組的產(chǎn)甲烷高峰期出現(xiàn)在30～55 天。對比圖2數(shù)據(jù)，適量的PDS投加能夠加快大分子水解產(chǎn)乙酸，為乙酸型甲烷菌的生長代謝提供更多可利用底物，最終實現(xiàn)甲烷產(chǎn)量的提高。

圖2 各處理組VFAs組成與含量

GI指數(shù)可以用來反映發(fā)酵后沼液對植物的毒害強度，當(dāng)沼液的GI指數(shù)大于50.00%時，沼液對植物基本無毒害作用[27]。根據(jù)試驗結(jié)果（表1），60 天厭氧發(fā)酵后COD值從大到小依次是T3＞T2＞CK＞T1，而CODGI50從大到小依次是T3＞T2＞T1＞CK。在同等COD條件下，T3處理組沼液的植物可利用性最高，說明PDS的氧化后的沼液內(nèi)有機物更容易被植物吸收利用。但處理結(jié)束后，T3處理組的COD值最高，還田時需要更多的消納土地。綜合考慮COD降解與沼液的植物可利用性，T1處理組既能促進沼液COD降解，同時也提高了沼液植物可利用性。與CK組相比，T1處理組的沼液消納土地面積需求減少了20.20%。

表1 PDS處理對奶牛養(yǎng)殖廢水資源化利用的影響

2.4 對微生物群落影響

PDS作為強氧化劑投入?yún)捬跸到y(tǒng)后不僅會氧化分解有機物，也會對微生物群落結(jié)構(gòu)組成產(chǎn)生一定影響。根據(jù)圖4（a）與圖4（b），T1處理組的細(xì)菌chao1指數(shù)與古菌chao1指數(shù)高于CK、T2、T3處理組。在T1處理組的條件下，PDS促進有機物氧化分解為微生物提供了更多的養(yǎng)分，促使了微生物群落豐度的提高。而T2與T3處理組的大劑量的PDS，不僅氧化分解有機物，同時也實現(xiàn)了一部分的微生物的滅活，降低了厭氧消化系統(tǒng)內(nèi)微生物群落活性。另外，PDS的投加降低了弓形桿菌（Arcobacter）、黃桿菌屬（Flavobacterium）、不動桿菌屬（Acinetobacter）等致病菌的豐度，提高了沼液的安全性。

根據(jù)圖4（c），各處理組優(yōu)勢均屬豐度分布，T1處理組與對照組相比，假單胞菌屬（Pseudomonas），牦牛瘤胃菌屬（Proteiniclasticum）、海桿菌屬（Marinobacter）與理研菌屬（Petrimonas）的相對豐度有所提高。Proteiniclasticum與Marinobacter是可以降解難溶有機物，Petrimonas為中溫發(fā)酵細(xì)菌，能夠?qū)?fù)雜的有機物轉(zhuǎn)化為乙酸鹽，氫氣和二氧化碳。Petrimonas相對豐度提高會促進厭氧消化水解及乙酸型發(fā)酵產(chǎn)甲烷過程。

圖4 各處理組細(xì)菌與古菌的chao1與微生物群落組成

根據(jù)圖4（d），CK處理組中優(yōu)勢菌屬中甲烷粒菌屬（Methanocorpusculum）、產(chǎn)甲烷菌屬（Methanogenium）、海水甲烷泡菌（Methanofollis）以及甲烷短桿菌屬（Methanobrevibacter）屬均為氫型產(chǎn)甲烷菌；而甲烷鬃菌屬（Methanosaeta）則為乙酸型產(chǎn)甲烷菌。在厭氧消化過程中，氫營養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌累積相對豐度處于36.28%～61.20%范圍內(nèi)，而乙酸型產(chǎn)甲烷菌相對豐度處于5.07%～13.13%，這表明了CK組的甲烷主要來源于氫型產(chǎn)甲烷過程。T1處理組優(yōu)勢古菌中氫型產(chǎn)甲烷菌包括Methanocorpusculum、甲烷囊菌屬（Methanoculleus）、甲烷微球菌屬（Methanimicrococcus），氫型產(chǎn)甲烷菌總相對豐度在35.16%～69.72%范圍內(nèi)；乙酸型產(chǎn)甲烷主要有Methanosaeta、甲烷八疊球菌屬（Methanosarcina），乙酸型產(chǎn)甲烷菌相對豐度在10.09%～35.83%范圍變化。T1處理組乙酸型產(chǎn)甲烷菌與氫型產(chǎn)甲烷菌的相對豐度均有提升，乙酸型產(chǎn)甲烷菌相對豐度提升更為明顯。T2與T3處理組的產(chǎn)甲烷古菌的相對豐度較低，可能是由于過量的PDS破壞產(chǎn)甲烷菌細(xì)胞結(jié)構(gòu)[28]，抑制了產(chǎn)甲烷菌代謝活動。

2.5 處理成本比較

根據(jù)各處理組累積產(chǎn)氣量確定最佳PDS投加量為0.1 g/g TSS。在奶牛場養(yǎng)殖廢水TSS=34.0 g/L的條件下，每噸養(yǎng)殖廢水的PDS投加量為3.4 kg，PDS價格為20.4 元/m3，累積產(chǎn)甲烷量能夠?qū)崿F(xiàn)130.70%的增幅。表2集中比較了幾種常見處理方式的成本及其對產(chǎn)甲烷提升效果。其中，生物炭相對價格低廉，但生物炭[29]處理養(yǎng)殖廢水后，甲烷產(chǎn)量提升效果不明顯。而加熱、臭氧、超聲等物理方式需要投入設(shè)備成本與運行維護成本，每噸養(yǎng)殖廢水處理價格較高。與其他處理方式相比，PDS處理養(yǎng)殖廢水成本相對較低，且能夠有效提升甲烷產(chǎn)量。

表2 常見處理方式成本與甲烷產(chǎn)量增長率

3 總結(jié)與討論

采用PDS氧化處理養(yǎng)殖廢水投資成本低，操作簡單，不需要額外的建設(shè)成本與運行維護成本。PDS作為一種強氧化劑投加于養(yǎng)殖廢水中，能夠氧化分解蛋白質(zhì)、多糖等大分子有機物，提高VFAs的產(chǎn)生速率與甲烷產(chǎn)量。PDS提高了養(yǎng)殖廢水消化沼液的植物可利用性，能夠節(jié)約20.2%的消納土地面積需求。PDS處理每噸養(yǎng)殖廢水成本約為20.4 元，對于一般養(yǎng)殖場地，此處理方法成本較高，難以推廣應(yīng)用。因此，在本試驗基礎(chǔ)上，可以考慮將其他一些廉價材料（如生物炭）與PDS聯(lián)用，共同提升奶牛場養(yǎng)殖廢水厭氧消化產(chǎn)甲烷。