餐厨废水厌氧消化沼气生物提纯气体循环技术

近年来，餐厨垃圾的产量急剧增加，据统计，中国每年产生的餐厨垃圾超过6000×104 t。在餐厨垃圾的处理过程中会产生大量的餐厨废水，而餐厨废水的无害化和资源化处理受到广泛关注。厌氧消化技术可以将餐厨废水中的有机质转化为沼气，实现能源的回收与利用。然而，厌氧消化产生的沼气中含有40%~60%的不可燃气体CO2，降低了沼气的热值。有研究表明，提纯后的沼气(CH4>90%)可用作车辆燃料或作为天然气替代能源。目前，沼气提纯方法可以分为物理法、化学法和生物法等。沼气生物提纯作为一种新型处理技术越来越受到重视，该技术利用嗜氢产甲烷菌的新陈代谢作用将CO2和H2转化为CH4，而不是将CO2从体系中分离或吸收，可减少CO2排放，故具有低能耗、无二次污染等特点。

根据供氢方式的不同，沼气生物提纯技术可分为原位提纯和异位提纯。原位沼气提纯中H2直接注入厌氧消化体系中，在微生物作用下H2和CO2转化为CH4，装置简单易操作，但氢分压的增加及混合剪切力的增强可能会降低产甲烷菌的性能，导致有机酸积累，降低反应效率。异位生物提纯中厌氧消化和沼气提纯在2个独立体系内进行，厌氧消化产生的沼气通入提纯体系内，嗜氢产甲烷菌在H2的作用下提纯沼气，具有较高稳定性和灵活性。然而，H2的气液传质效率成为沼气提纯的主要限制因素。如何提高H2的溶解度是解决低H2传质速率的关键。纳米零价铁(nanozero-valentiron，nZVI)在厌氧条件下可以与水反应生成H2(式(1))，该过程中H2从容器底部析出，可以加大气液接触面积。DONG等的研究表明，nZVI溶解产生H2可以提高CO2的甲烷化。此外，气体传递系数的提高可以提升H2气-液传质速率(式(2))。有研究表明，气体循环可有效增加气体传递系数，提高H2利用率和CH4含量。KARIM等利用气体循环提高了牛粪厌氧体系中CH4的产量。ZHAO等在气体循环条件下对污泥进行半连续厌氧消化处理，与无气体循环相比，CH4含量提高了14%~15%。但关于nZVI供氢的异位生物提纯与气体循环相结合的研究报道还较少。

式中：Rt表示H2传质速率，mol・(L・h)-1；kLa表示线性气体传递系数，h-1；H2gTh表示气相中H2浓度，mol・L-1；H2l表示液相中H2浓度，mol・L-1。

本研究通过厌氧消化处理餐厨废水，采用异位生物提纯方法提高CH4含量。在实验过程中，利用nZVI在厌氧体系下析氢为沼气提纯体系提供H2，同时设计单向式、往复式、循环式3种气体循环方式，分析了不同气体循环方式下沼气异位生物提纯效果，以期获得最佳的运行方式。

1、材料与方法

1.1 实验材料

厌氧消化的底物为餐厨废水，取自无锡市某餐厨垃圾处理厂。厌氧颗粒污泥取自无锡市某食品厂的厌氧消化池。原始的餐厨废水和接种污泥的性质如表1所示。nZVI(直径50nm，纯度99.9%)购自宁波金雷纳米材料科技有限公司。

1.2 实验装置

本研究设置了单向式、往复式和循环式3种实验。每种方式均采用异位生物提纯法，由厌氧消化体系(图1，A1、A2、A3)和沼气提纯体系(图1，U1、U2、U3)2个体系构成。其中，前一体系用于餐厨废水厌氧消化处理，产生沼气；后一体系用于沼气生物提纯，nZVI提供H2。在前期研究基础上，将收集的餐厨废水经离心去除固体物质后稀释10倍使用，厌氧消化体系中底物和接种物按COD底物:VS接种物(质量比)为1.2∶1在500mL血清瓶内接种。将nZVI和厌氧颗粒污泥投加到沼气生物提纯体系中，根据文献报道和前期实验，选择nZVI的质量浓度为6g・L-1，该体系不添加其他底物，实验设计参数如表2所示。实验前向所有反应瓶内通5min氮气以维持厌氧环境，采用2mol・L-1 NaOH或HCl将厌氧-沼气提纯反应瓶内初始pH调至7.00，在(36±1)℃下反应，反应过程中对厌氧消化体系采用间歇式搅拌，间隔时间为2h，搅拌转速为60r・min-1。实验的前3d为厌氧消化产沼气，从第4天开始启动沼气循环操作，每天循环2次，每次循环持续1h，具体操作方式如下文所述。

实验S1为单向式。在A1内进行餐厨废水厌氧消化处理，产生的沼气(含CO2)通入U1体系，在U1内利用nZVI供氢实现沼气生物提纯。

实验S2为往复式。在最初3d内，打开阀门1和2，关闭阀门3，在集气袋1内收集A2产生的沼气(含CO2)以及U2中nZVI产生的H2。第4天启动气体循环，做气体循环处理时，关闭阀门1，打开阀门2和3，以往复方式循环集气袋1中收集的气体。往复循环时先将U2反应瓶内混合物摇匀，再将U2反应瓶倾斜，使阀门2连接的气管进入到U2反应瓶液面以下(图1-U2中虚线气管)，集气袋1内气体全部通入U2，经微生物利用后进入集气袋2。然后将阀门3连接的气管进入到U2反应瓶液面以下(图1-U2中虚线气管)，集气袋2内气体全部通入U2，经微生物利用后进入气袋1。重复上述操作持续1h，每天2次。不做气体循环处理时，打开阀门1和2，关闭阀门3，在集气袋1内收集A2和U2产生的气体。

实验S3为循环式。在最初的3d内，关闭阀门1和2，U3中nZVI产生的H2先进入A3体系，经微生物利用后与A3中产生的沼气混合进入集气袋。第4天启动气体循环，打开阀门1和2，将集气袋内的气体依次通入U3、A3，形成U3-A3-集气袋-U3闭环沼气循环，重复上述操作持续1h，每天2次。

1.3 分析方法

TS、VS、MLSS、MLVSS、COD测定根据《国家水和废水监测分析方法》。pH采用pH计测定，ORP采用氧化还原电位仪测定，富氢值(HE)采用富氢电极测定，C、N、H采用元素分析仪测定。VFAs浓度采用气相色谱仪(日本岛津GC-2010PLUS)测定，以高纯氮为载气，检测器采用氢火焰离子化检测器(FID)，温度设置为250℃；分析柱为peg-20m色谱柱，柱温设置为70℃；进样口温度为250℃。气体(H2、CH4和CO2)采用气相色谱仪(GC-2014，日本岛津公司)测定，热导检测器(TCD)及TDX-1色谱柱，柱温，进样口温度和检测器温度分别为100、180和180℃，载气为氩气。根据GOEL等方法测定蛋白酶和脱氢酶的活性，按照DU等方法测定乙酸激酶活性，通过分光光度法测定辅酶F420活性。

1.4 微生物群落分析

各反应体系结束后采集污泥样品，使用PowerSoil试剂盒从样品中提取DNA，再进行聚合酶链反应(PCR)扩增。细菌的引物为341F(5′-CCTACGGGGNGGCWGCAG-3′)和805R(5′-GACTAChVGGTATCTACC-3′)。古菌第1轮引物为340F(5′-CCCTayGGGYGCASCAG-3′)和1000R(5′-GGCCATGCACYWCYTCTC-3′)，第二轮引物为349F(5′-GYGCASCAGKCGMGAAW-3′)和806R(5′-GGACTACVSGGGTATCTAAT-3′)，测序平台为IlluminaMiSeq。

2、结果与讨论

2.1 不同气体循环方式对气体含量变化的影响

如图2(a)所示，前3d没有启动气体循环，S1、S2、S3的CH4含量均呈现上升的趋势。启动循环后，与S1相比，S2和S3的CH4含量在4~10d内迅速增加。S1、S2、S3的CH4含量在第10天分别达到76.46%、87.15%、92.63%，在提纯过程中的最大CH4含量分别为81.69%、88.12%、93.87%。有研究表明，未经提纯的沼气中CH4含量约为60%。本实验中经异位生物提纯后CH4含量显著提高(P<0.05)，与单向式相比，往复式和循环式气体循环后CH4含量分别提高了6.43%和12.18%。

由图2(b)可以看出，由于nZVI腐蚀析氢和沼气的产生，S1、S2和S3的H2含量在第3天达到最大值，即13.46%、16.70%、14.00%，且S1和S3中的H2含量显著低于S2(P<0.05)。这主要是因为：S1和S3体系首先启动了异位生物提纯，H2的产生与消耗同时进行；而S2产生的H2在前3d内直接进入集气袋内不参与沼气提纯。在启动气体循环后，H2被反复注入体系并被微生物利用，在反应结束时几乎检测不到H2，CH4含量也随着H2循环次数的增加而提高。此外，H2的再循环也为厌氧消化体系提供更多的底物，促进了有机物的水解，生物提纯体系中nZVI与水产生H2的同时还生成Fe2+，Fe2+可以与S2-结合，减少气体循环过程中H2S的累积，从而避免H2S对产甲烷菌的抑制。

图2(c)为CO2含量的变化情况。与H2变化相似，不同的是启动气体循环后，CO2的降解速率高于H2。这主要是由于CO2在水中有较高的溶解性。含有H2和CO2的气体循环可增加H2和CO2的溶解，并提高厌氧消化体系内气-液-固相的接触时间，这有利于CH4的产生。LATHA等的研究表明，由于CO2的酸化性，间歇式气体循环可以促进酸碱平衡。在本实验中，nZVI在水中的溶解会产生OH-，提高系统的pH，这对产甲烷微生物产生不利影响，但CO2再循环可以维持体系pH稳定。

图3为累积沼气和CH4产量情况。结果表明，S1、S2、S3反应14d后的累积沼气(CH4)产量分别为70.57(57.65)、96.60(85.12)、167.44(157.18)mL・g-1。与S1和S2相比，S3体系内沼气和甲烷产量均显著提高(P<0.05)。这与ZHAO等的研究结果一致。

据报道，气体循环可以提高厌氧消化体系内产甲烷菌对底物的利用率。由于S3中的气体在厌氧消化和沼气提纯2个体系中进行循环，两体系的微生物可以将H2和CO2转化为CH4，从而提高S3中的甲烷产量。而S1未进行气体循环，S2的气体仅在沼气提纯体系中进行循环，因此，相对于S3，S1、S2的H2和CO2利用率更低。

2.2 COD和VFAs的变化情况

沼气/CH4产量与厌氧反应体系中COD和VFAs的降解相关。如图4(a)所示，A1、A2和A3的COD值分别从第4天的2856、1776、2032mg・L-1下降到第14天的140、125、115mg・L-1，A2和A3的COD降解速率高于A1。这一结果表明，气体循环有利于促进餐厨废水中有机物的降解。WEI等认为，外源H2不仅可以将CO2转化为CH4，还可以促进有机物降解。气体循环可以提高有机物的产CH4率，这也是S2和S3体系中CH4产量增加的原因之一。

由图4(b)可以看出，A1、A2、A3的最大VFAs质量浓度(第2天)分别为3.78、3.70、3.99g・L-1，此后VFAs逐渐下降直到反应结束。3个厌氧消化体系均未出现酸化现象，但VFAs的降解率是否与有气体循环有关。在第4天开始对S2和S3启动气体循环后，A2和A3中VFAs的降解速率明显高于A1(P<0.05)。A2和A3系统中的VFAs分别在第6天和第7天完全降解，而A1系统VFAs降解至0的时间(第10天)相对滞后。由此可知，气体循环可提高厌氧微生物的降解性能。

2.3 pH、ORP、HE的变化情况

由图5(a)可看出，A1、A2、A3中的pH在厌氧消化开始时由7.00迅速下降到6.75、6.79、6.76，然后上升直至反应结束。这是由于厌氧消化过程中快速水解和酸化导致VFAs积累，随着VFAs的消耗，pH逐渐升高。整个过程中A1、A2、A3的最高pH分别为7.46、7.39、7.35。与A1相比，由于气体循环，A2和A3在稳定阶段更容易维持中性pH。这种现象在沼气提纯体系中较明显。在U2和U3中由于nZVI溶于水产生OH-，pH在前3d逐渐升高(图5(b))，这对产甲烷菌活性和nZVI释氢均有不利影响。启动气体循环后，pH逐渐恢复到产甲烷菌的最适范围(6.5~7.5)。LI等认为，通过气体循环将CO2多次溶解到沼气提纯液相中，可中和nZVI产生的OH-以维持体系pH稳定，为产甲烷菌提供最佳环境。在U1体系中，从第1天开始，pH没有显著提高(P>0.05)。这是由于沼气异位生物提纯过程中来自A1的CO2不断进入U1，因而中和U1中nZVI产生的OH-。

ORP可以反映厌氧消化过程中细胞代谢活动的氧化还原平衡和电子转移。nZVI作为一种还原剂，可以保持厌氧系统中较低的ORP。产甲烷菌中的多种酶能适应较低的ORP环境，防止酶被氧化而失去活性。由图5(c)和(d)可以看出，含有nZVI的沼气提纯体系ORP显著低于厌氧消化体系(P<0.05)。XU等的研究表明，体系ORP的降低是nZVI提高CH4产量的重要因素。此外，U2和U3系统的ORP低于U1，这可能也是S2和S3沼气产量增加的原因之一。

富氢值(HE)表示液相中的氢含量(图5(e，f))。与厌氧消化体系相比，沼气提纯体系内HE由0.15~2.18mg・L-1(A1、A2、A3)增加到0.89~5.58mg・L-1 (U1、U2、U3)。这表明厌氧条件下nZVI的析氢将大幅度增加液相内的H2含量，HE的增加可以提高H2的传质效率，促进厌氧微生物将更多的H2和CO2转化为CH4。此外，气体循环促进了更多H2和CO2在液相中的溶解，因而加速了微生物对H2和CO2的利用。

2.4 酶活的变化情况

表3为反应结束后各体系酶活情况。A1、A2、A3中，碱性蛋白酶活性分别为17.67、62.66、67.48nmol・(min・g)-1(以VS计)，乙酸激酶活性分别为74.91、79.07、91.55nmol・(min・g)-1，较初始污泥均有所提高。A1、A2、A3、U1、U2、U3中，脱氢酶的活性分别为10.40、15.16、29.29、30.34、31.23、31.10μg・(min・g)-1，较初始污泥显著提高(P<0.05)，且沼气提纯体系比厌氧发酵体系高。这是因为nZVI可以提供较低的ORP条件(图5(d))，脱氢酶在该条件下能保持较高活性，有利于微生物高效利用H2和CO2，从而提高甲烷产率。辅酶F420是一种产甲烷菌酶，主要参与CH4的生成过程。U1、U2、U3中辅酶F420活性较原始污泥分别提高了84.85%、124.24%，127.73%，说明气体循环提高了辅酶F420的活性，尤其是生物提纯体系。nZVI溶解产生的Fe2+也可以提高沼气提纯体系内相关酶的活性，这对提高有机物的产CH4率具有促进作用。

2.5 微生物群落变化分析

图6(a)为反应结束后各体系中细菌群落在门水平上的变化。初始污泥中丰度最大的是Chloroflexi(14.36%)，其次是Actinobacteria(8.53%)。经过厌氧消化和沼气提纯后，微生物结构发生了较大变化。样品中的优势菌主要由Chloroflexi、Firmicutes、Proteobacteria、Bacteroidetes、Actinobacteria组成。在厌氧消化体系内(A1、A2、A3)，Chloroflexi较初始污泥增加了5%~10%，Chloroflexi是厌氧消化的常见菌群，对餐厨废水中的多糖和单糖均具有降解能力，并能够产生乙酸为产甲烷菌提供底物。LI等的研究表明，Chloroflexi参与水解发酵过程，有利于促进厌氧消化的进程。Firmicutes提高了10.5%~14.4%，Firmicutes可以分泌多种胞外酶降解大分子底物，如蛋白质和脂类。因此，Firmicutes相对丰度的提高加速了难降解有机物的降解，为产甲烷菌提供营养。Proteobacteria增加了2%左右，Proteobacteria的类型比较复杂，其含有的多种类型细菌不仅能利用葡萄糖、丙酸和丁酸等小分子化合物，而且会在酸化过程中产生乙酸为产甲烷菌提供底物。Bacteroidetes和Actinobacteria的相对丰度增加，Bacteroidetes和Actinobacteria是厌氧消化过程主要的产酸菌，对复杂的碳水化合物具有降解作用，其相对丰度的增加也会导致VFAs浓度的提高。这与图4(b)的结果一致。沼气提纯体系内(U1、U2、U3)由于没有餐厨废水作为底物，参与水解发酵过程的微生物没有显著变化，但与U1相比，U2和U3的5种优势菌相对丰度均有所增加。这说明气体循环可以提供H2和CO2，改善微生物群落结构。

图6(b)为反应结束后各体系污泥中古菌群落在属水平上的变化。优势菌是Methanothrix、Methanobacterium、Methanolinea、Methanomethylovorans。其中，Methanothrix属于乙酸型产甲烷菌，Methanobacterium和Methanolinea属于氢营养型产甲烷菌，Methanomethylovorans属于甲基型产甲烷菌。与原始接种污泥相比，Methanothrix在厌氧消化体系内变化不大，但在沼气提纯体系降低了2%~6%，Methanomethylovorans在两体系内均有不同程度降低。然而，与初始污泥相比，Methanobacterium和Methanolinea由初始污泥的28%提高到38%~51%。此外，与厌氧消化体系(A1、A2、A3)相比，沼气提纯体系内(U1、U2、U3) Methanobacterium和Methanolinea的相对丰度较大。这表明nZVI供氢的沼气生物提纯能促进微生物向氢营养型产甲烷菌演替。LI等认为，Methanobacterium可以利用H2和CO2转化为CH4。而与U1相比，U2和U3中2种氢营养型产甲烷菌的相对丰度值最高。这表明气体循环可以促进氢营养型产甲烷菌的富集，从而加快H2和CO2向CH4的转化。

3、结论

1)对餐厨废水厌氧消化产生的沼气进行基于nZVI供氢的异位生物提纯，能有效提高CH4含量和产量。

2)单向式、往复式、循环式3种气体循环方式的最终CH4含量分别为81.69%、88.12%、93.87%，CH4产量分别为57.65、85.12、157.18mL・g-1，其中循环式为最佳方式。

3)nZVI可降低沼气提纯体系内ORP；nZVI供氢与气体循环相结合，可以提高H2的气-液传质效率；CO2再循环有利于维持体系酸碱平衡，优化厌氧消化环境，在异位提纯基础上提高CH4含量和产量。

4)nZVI供氢的异位生物提纯和气体循环提高了脱氢酶和辅酶F420的相对活性，促进了微生物向氢营养型产甲烷菌的演替。其中，Methanobacterium和Methanolinea由初始污泥的28%提高到38%~51%。(来源：江南大学环境与土木工程学院，江苏晨洁再生资源科技有限公司)