厭氧微生物對CO的降解轉化特性研究

顏 錕， 徐 恒， 崔康平， 汪翠萍， 常風民， 馬海玲， 王凱軍

(1. 合肥工業大學 資源與環境工程學院， 安徽 合肥 230009； 2. 清華大學環境學院 環境模擬與污染控制國家重點聯合實驗室， 北京 10084)

厭氧微生物對CO的降解轉化特性研究

顏 錕1，2， 徐 恒2， 崔康平1， 汪翠萍2， 常風民2， 馬海玲2， 王凱軍2

(1. 合肥工業大學 資源與環境工程學院， 安徽 合肥 230009； 2. 清華大學環境學院 環境模擬與污染控制國家重點聯合實驗室， 北京 10084)

為評價生物法同步沼氣提純與合成氣利用工藝的可行性，文章通過批實驗考察了不同初始CO含量、氣液傳質速率和污泥形態條件下微生物對CO的降解轉化特性。結果表明：CO被厭氧微生物完全降解轉化所需的時間隨其初始含量升高而延長，當CO初始含量分別為10%，20%和40%時，絮狀污泥完全降解CO所需時間分別為3，7和15 d，顆粒污泥需2～3 d；不同氣液傳質速率對絮狀污泥降解CO的影響不大，但能明顯影響顆粒污泥降解轉化CO，在相同初始CO含量(20%)條件下，顆粒污泥在高氣液傳質速率時對CO的最大降解速率比低氣液傳質速率時提高近2倍；顆粒污泥實驗組中CO的最大降解速率比絮狀污泥提高了約85%～90%，有望在后續同步沼氣提純與合成氣利用工藝中得到應用。

CO； 厭氧微生物； 降解轉化； 合成氣； 沼氣提純

隨著能源結構調整的日益深入，經濟增長及節能減排工作的推進，可再生能源的開發和利用受到了極大的重視。生物質能作為最重要的可再生能源之一，其在國內外的發展和應用已初具規模且前景廣闊[1-2]。對于易生物降解的生物質能(污泥、餐廚垃圾、食品釀造類廢水等)和難降解的生物質能(農林廢棄物、生活垃圾、沼渣等)，厭氧消化[3-4]和熱解氣化[5]是這兩類生物質能源資源化利用的最佳可行性技術之一。沼氣和合成氣作為二者資源化的主要產物，均為低品質燃氣，需經過提純和精制后才能被利用。當前成熟的沼氣提純技術主要為變壓吸附(PSA)、洗滌和膜分離等[6]，這些技術屬于物化法范疇，雖然效率相對較高但存在著運作復雜、投資運行成本高等難點[7-8]。基于生物法的新型沼氣提純技術，與物化法相比，具有反應條件溫和、副產物少、對硫化物等雜質不敏感等[9]優勢，成為近年來的研究熱點。

利用厭氧微生物的嗜氫甲烷化過程(4 H2+ CO2= CH4+ 2 H2O，△G0= -136 kJ·mol-1)將沼氣中的CO2轉化成CH4來實現甲烷富集是生物法沼氣提純的一種重要形式[8-9]。Luo[10]等將純氫氣通入厭氧反應器中，經微生物轉化后，CH4含量達到95%左右，實現了沼氣提純的目的。但該方法需要可再生電能電解水制取氫氣，考慮到可再生電能獲取不便等因素，尋找合適替代氫源成為制約該沼氣提純技術發展的一大難題。生物質合成氣的主要成分為H2(30%～60%)、CO (10%～30%)和CO2(5%～15%)等[11]，改良后的氣化技術使得合成氣中H2含量達80%以上[12]，因此，理論上不僅可以作為氫源用于沼氣提純，也為其高效利用提供了一種新的研究思路。

然而，研究表明，CO作為合成氣的主要成分之一，由于對含金屬酶的高親和度而對眾多環境微生物存在毒性[13]，因此探究CO對厭氧反應系統微生物的毒性抑制十分必要。目前，該方面的研究報道比較有限。Serge[14]等利用厭氧顆粒污泥將合成氣作為基質對CO的甲烷化進行了研究，結果表明CO對顆粒污泥中微生物活性的抑制是局部的可恢復的；Luo[15]等研究了絮狀污泥在不同CO分壓下的轉化效果，結果表明CO對產甲烷古菌存在著抑制作用。由此可見，CO對厭氧微生物的毒性抑制可能與污泥形態有關。此外，目前有關CO對厭氧微生物的影響研究主要集中在某種單一的影響因素[14-16]。鑒于此，筆者擬從CO含量、厭氧污泥形態和氣液傳質速率3方面系統考察厭氧微生物對CO降解轉化特性，以期為評價同步沼氣提純和合成氣利用的可行性提供參考和依據。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

實驗用絮狀污泥取自實驗室CSTR反應器，該污泥長期在35℃條件下以果蔬垃圾培養，其懸浮固體(Suspended Solids，SS)為13.7 g·L-1，揮發性固體懸浮物(Volatile Suspended Solids，VSS)為10.0 g·L-1，pH值為7.26；顆粒污泥取自某淀粉廢水處理廠UASB反應器中，VSS為90.6 g·L-1，pH值為7.55。CO/N2混合氣為訂購的標準氣，實驗用反應器為總體積180 mL的螺口厭氧玻璃瓶并配備丁基橡膠塞和旋蓋以保證氣密性。實驗用營養液以參考文獻[17]為依據配制。

1.2 試驗方案

實際顆粒污泥反應器中污泥濃度一般是絮狀污泥反應器的5倍左右，因此為了與之保持一致，將適量的絮狀污泥和顆粒污泥分別接種至厭氧瓶中并加營養液稀釋至50 mL，使其污泥濃度分別為5，25 gVSS·L-1。將三種CO含量(10%，20%，40%)的CO/N2混合氣通入厭氧瓶中，置換15 min并加壓至1.2～1.3 bar(絕壓)。厭氧瓶豎直放置在35℃，150 rpm恒溫氣浴震蕩器中。考慮到厭氧瓶水平放置時的氣液接觸面積遠高于其豎直放置，為考察高傳質速率對CO降解的影響，實驗中高傳質的厭氧瓶水平放置。每種影響因素條件下均設置兩個平行厭氧瓶。定期取樣測定氣體組分和混合液中的揮發性脂肪酸(VFAs)。實驗設計及分組如表1所示。

1.3 分析方法

氣體組分的測定：采用Agilent GC-7890A氣相色譜儀測定，TCD熱導檢測器，檢測器溫度：250℃；色譜柱采用碳分子篩填充柱(Carboxen-1000，60/80)，柱溫：150℃，進樣口溫度：150℃；載氣為高純氬氣，載氣流量：10 mL·min-1。

VFAs的測定：采用島津高效液相色譜測定，色譜柱為Aminex HPX-87H，300×7.8 mm，流動相為0.005 mol·L-1的稀硫酸，檢測器為UV檢測器(210 nm)。

表1 批實驗設計

2 結果與分析

2.1 初始CO含量的影響

2.1.1 CO和CH4含量的變化

圖1為不同初始CO含量混合氣下絮狀污泥中CO和CH4含量的變化。

圖1 初始CO含量對絮狀污泥的CO降解

圖2 初始CO含量對絮狀污泥的CH4生成的影響

由圖1可知，FL10，FL20，FL40組中的CO分別在第3，7，15天被完全降解，平均降解速率均為0.11 mmol·d-1，表明了CO被微生物完全降解所需的時間隨其初始含量的升高而延長，但降解速率并不受其初始含量的影響。CO消耗完畢前，甲烷的生成速率均較低并依次為FL10>FL20>FL40，表明CO抑制了絮狀污泥中產甲烷微生物的活性，且初始含量越高，抑制作用越明顯，這種現象與Jan[16]等研究得出的CO對微生物的毒性作用結果一致。CO降解完畢(3 d，7 d，15 d)后，甲烷生成速率迅速升高，分別在第5，11，19天時，甲烷的生成速率也逐漸降低。

圖3 初始CO含量對顆粒污泥的CO降解

圖4 初始CO含量對顆粒污泥的CH4生成的影響

顆粒污泥中CO和CH4含量的變化如圖3和圖4所示。各實驗組中的CO均能在2～3 d內被完全降解轉化，GL10，GL20，GL40組中CO最大降解速率分別為0.24，0.32，0.38 mmol·d-1，表明了初始CO含量越高，顆粒污泥對CO的降解速率越大。對于CH4的生成，由圖4可知，甲烷的生成速率在CO消耗完畢前依次為GL10

2.1.2 乙酸含量的變化

實驗過程中對混合液取樣檢測VFAs，其中顆粒污泥中均僅檢測到少量的乙酸(<0.1 mmol·L-1)，絮狀污泥中VFAs的主要為乙酸和丙酸，乙酸占90%～95%。不同初始CO含量混合氣中乙酸的變化如圖5所示。

微生物不僅能以H2為中間產物降解CO，還能將乙酸作為中間產物降解轉化CO[18]。機理如下：4CO+2H2O=CH3COOH+2CO2△G0=-44 kJ·mol-1；CH3COOH = CH4+ CO2△G0= 31 kJ·mol-1。絮狀污泥實驗組中乙酸的大量積累表明了以乙酸為中間產物的轉化途徑是絮狀污泥微生物降解CO的主要途徑之一，從熱力學角度上分析，乙酸途徑也比H2途徑更加容易(△G0，-44，-20 kJ·mol-1)。該研究中，顆粒污泥實驗組中的CO被迅速降解并轉化為CH4，但混合液中未檢測到大量乙酸的積累從而未能明確顆粒污泥轉化CO的具體途徑，可能的原因是顆粒污泥具有較高的生物量和獨特的微生物結構(見2.3)從而能夠直接利用乙酸或其它中間產物降解轉化CO。

圖5 初始CO含量對乙酸積累的影響

2.2 傳質速率的影響

2.2.1 CO和CH4含量的變化

CO對微生物的毒性抑制及被微生物降解轉化利用是氣-液-固三相傳質作用的結果，因此傳質對反應速度有較大的影響。筆者研究中采用水平放置厭氧瓶通過增大氣液接觸面積來達到強化傳質的目的。高、低傳質速率下絮狀污泥中同一初始CO含量(20%)混合氣中CO降解和CH4生成情況如圖6，圖7所示。

由圖6，圖7可知，高、低傳質速率下絮狀污泥中CO平均降解速率分別為0.14和0.12 mmol·d-1，CO的降解受傳質的影響較小，表明了氣液傳質并不是絮狀污泥中CO轉化的限制性因素。CO消耗完畢前，絮狀污泥中甲烷的平均生成速率在高、低傳質下均為0.04 mmol·d-1左右，此時CO可能對絮狀污泥微生物的活性有較大的抑制作用，抑制了乙酸等中間產物的降解轉化，從而導致甲烷的生成速率較低；CO消耗完畢后，FH20組的甲烷生成速率為0.13 mmol·d-1，高于FL20組的0.10 mmol·d-1，表明高的傳質速率促進了微生物與發酵液的混合從而有利于甲烷的生成。理論上，隨著反應的進行，甲烷的生成量應相同，但實驗后期，FH20組的甲烷生成量仍比FL20組高10%，一方面，因操作誤差導致FH20組中初始CO含量比FL20組高7.5%；另一方面，高傳質速率可能促進了內源有機物分解，從而有利于CH4的生成。

圖6 傳質速率對絮狀污泥的CO降解

圖7 傳質速率對絮狀污泥的CH4生成的影響

傳質速率對顆粒污泥的CO降解轉化具有較大的影響，如圖8所示。GH20組中的CO能夠在1 d內被完全轉化，遠小于GL20組的3 d。這主要由于高的傳質速率能有效促進CO的溶解以及顆粒污泥微生物具有較高的活性。對于CH4的生成(見圖9)，GH20組的甲烷生成速率在實驗第1天大于GL20組，其原因在于GH20組中的CO在第1天已完全被轉化為CH4(僅檢測到少量VFAs)，CO消耗完畢后，GH20組的甲烷生成速率有所降低。從第3天起，高低傳質速率下顆粒污泥的甲烷生成速率均為0.06 mmol·d-1,此時能夠被顆粒污泥利用并生成CH4的唯一基質—CO已經被消耗完畢，高、低傳質下的甲烷生成速率也趨于相同。

圖8 傳質速率對顆粒污泥的CO降解

圖9 傳質速率對顆粒污泥的CH4生成的影響

圖10 傳質速率對乙酸積累的影響

2.2.2 乙酸的變化

高、低傳質速率下乙酸的變化如圖10所示。由圖10可知，顆粒污泥實驗組中僅檢測到少量乙酸的積累。對于絮狀污泥實驗組，FH20組中乙酸積累量明顯高于FL20組，這可能由于高傳質條件更有利于微生物將CO轉化為乙酸，使得厭氧瓶中積累更多的乙酸。CO消耗完畢時，FH20組的乙酸積累量達到4.8 mmol·L-1，高于FL20組的3.5 mmol·L-1，但卻比FL20組提前2 d被轉化完，表明高的傳質速率不僅有利于乙酸的生成，也促進了乙酸的降解。

2.3 污泥形態的影響

為探究污泥形態對CO降解轉化的影響，根據實驗過程中CO降解轉化完畢前CO和CH4含量的變化，計算得出實驗各組中CO和CH4的最大轉化速率，如表2所示。

表2 不同污泥形態下CO最大降解和CH4生成速率

由表2可知，同一傳質速率、初始CO含量下顆粒污泥實驗組中CO最大降解速率和CH4最大生成速率均明顯高于絮狀污泥。低傳質速率、20% CO初始含量時的顆粒污泥和絮狀污泥的CO最大降解速率分別為0.76和0.11 mmol·d-1，CH4的最大生成速率分別為0.32和0.04 mmol·d-1，比絮狀污泥分別提高了85%和87%；高傳質速率下，顆粒污泥實驗組中CO的最大降解速率和CH4的最大生成速率比絮狀污泥分別提高了90%和92%，表明厭氧污泥形態是影響CO降解的限制性因素之一。Luo[15]等在研究中發現CO對古細菌(產甲烷菌等)的抑制性較強而對真細菌的抑制性較弱，故而絮狀污泥的甲烷生成產速率較低；對于顆粒污泥，一方面，其較高的生物量能夠迅速轉化利用CO，另一方面顆粒污泥具有層狀多孔結構(顆粒外層主要為真細菌，內層主要為古菌[20])，產甲烷菌在顆粒內層，避免了與CO的直接接觸，進而有助于提高對CO的耐受性，比絮狀污泥具有更好的CO降解能力。

3 結論

(1)合成氣主要成分之一的CO能夠被微生物完全降解并轉化，且其降解所需的時間隨其初始含量的升高而延長，CO初始含量為10%，20%，40%時，絮狀污泥將CO完全降解所需時間分別為3 d，7 d，15 d，顆粒污泥則需2～3 d。

(2)高的氣液傳質能促進顆粒污泥降解轉化CO，但對絮狀污泥降解CO的影響不大，CO消耗完畢后，高傳質速率也能促進絮狀污泥中乙酸的降解和CH4的生成；厭氧污泥形態是影響CO降解轉化的限制性因素之一，低傳質速率，20% CO初始含量下顆粒污泥對CO的降解速率比絮狀污泥高85%。

(3)本實驗條件下，CO在絮狀污泥和顆粒污泥作用下可能是首先形成中間產物乙酸，進而被降解轉化的。顆粒污泥對CO的降解轉化效果明顯優于絮狀污泥，可能與其層狀結構和其內部微生物種類有關，因此后續實驗將著重對此進行驗證。

[1] 蔣劍春. 生物質能源轉化技術與應用(Ⅰ)[J].生物質化學工程,2007,41(3):59-65.

[2] B?rjesson M, Ahlgren E O. Cost-effective biogas utilization—A modelling assessment of gas infrastructural options in a regional energy system[J]. Energy, 2012,48(1):212-226.

[3] 于美玲，于 洋，董曉瑩，等. 城市有機立即厭氧干發酵菌群與代謝產物特性研究[J].中國沼氣,2015,33(6):14-18.

[4] 徐 恒，汪翠萍，王凱軍.廢水厭氧處理反應器功能拓展研究進展[J].農業工程學報,2014,30(18):238-248.

[5] Lv P M, Yuan Z H, Wu C Z, et al. Bio-syngas production from biomass catalytic gasification[J].Energy Conversion and Management, 2007,48(4):1132-1139.

[6] 宮 徽，徐 恒，左劍惡，等.沼氣精制技術的發展與應用[J].可再生能源,2013,31(5):103-108.

[7] Starr K, Gabarrell X , Villalba G, et al.Life cycle assessment of biogas upgrading technologies [J].Waste Management, 2012,32 (5):991-999.

[8] 涂 睿，黎 軍，王 萌，等.利用外源氫氣純化升級沼氣的研究進展[J].化工學報,2014,65(5):1587-1593.

[9] Luo G, Johansson S, Boe K , et al.Simultaneous hydrogen utilization and in situ biogas upgrading in an anaerobic reactor[J].Biotechnology and Bioengineering,2012,109(4):1088-1094.

[10] Luo G, Angelidaki I.Integrated biogas upgrading and hydrogen utilization in an anaerobic reactor containing enriched hydrogenotrophic methanogenic culture [J].Biotechnology and Bioengineering, 2012,109(11):2729-2736.

[11] 常風民，王啟寶，Giwa s，等.城市污泥兩段式催化熱解制備合成氣研究[J].中國環境科學,2015,35(3):804-810.

[12] Mahishia M R, Goswamiba D Y.An experimental study of hydrogen production by gasification of biomass in the presence of a CO2sorbent [J].International Journal of Hydrogen Energy, 2007,32(14):2803-2808.

[13] Hursta K M, Lewisb R S.Carbon monoxide partial pressure effects on the metabolic process of syngas fermentation [J].Biochemical Engineering Journal, 2010,48(2):159-165.

[14] Guiot S R, Cimpoia R, Carayon C.Potential of wastewater-treating anaerobic granules for biomethanation of synthesis gas [J].Environmental Science Technology,2011,45(5):2006-2012.

[15] Luo G, Wang W, Angelidaki I.Anaerobic digestion for simultaneous sewage sludge treatment and CO biomethanation: process performance and microbial ecology[J].Environmental Science&Technology,2013,47(18):10685-10693.

[16] Sipma J, Lens P N L, Stamsb A J M, et al.Carbon monoxide conversion by anaerobic bioreactor sludges [J].Fems Microbiology Ecology, 2003,44(2):271-277.

[17] Angelidaki I, Sanders W.Assessment of the anaerobic biodegradability of macropollutants [J].Reviews in Environmental Science & Bio/Technology, 2004,3(2):117-129.

[18] 劉曉鳳，劉 莉，尹小波，等.一氧化碳的生物甲烷化研究進展[J].中國沼氣,2005,23(4):14-17.

[19] Bredwell M D, Srivastava P, Worden R M.Reactor design issues for synthesis-gas fermentations [J].Biotechenology Progress,1999,15(5):834-844.

[20] 孫寓姣，左劍惡，李建平，等.厭氧顆粒污泥中微生物種群變化的分子生物學解析[J].中國環境科學,2006, 26(2): 183-187.

Degradation Characteristics of CO by Anaerobic Microorganisms /

YAN Kun1,2， XU Heng2, CUI Kang-ping1, WANG Cui-ping2, CHANG Feng-min2, MA Hai-ling2,WANG Kai-jun2/

(1.School of Resources and Environmental Engineering, Hefei University of Technology, Hefei 230009,China; 2. State Key Joint Laboratory of Environment Simulation and Pollution Control, School of Environment, Tsinghua University, Beijing 100084, China)

Degradation characteristics of CO by anaerobic microorganisms were investigated in batch experiments to assess the feasibility of simultaneous biogas upgrading and syngas utilization. Initial CO concentration, gas-liquid mass transfer rate and sludge type were selected as the main factors. The results showed that the time required for complete CO degradation was positively related to initial CO concentrations. As for 10%, 20% and 40% of initial CO concentrations, 3, 7 and 15 days were respectively required for flocculent sludge, and 2～3 days for granular sludge. Gas-liquid mass transfer rate had tiny effects on CO degradation with flocculent sludge, but obviously affected the CO degradation by granular sludge. With the granular sludge, the maximum CO degradation rate at high gas-liquid mass transfer rate almost doubled comparing with that at low gas-liquid mass transfer rate under the same initial CO concentration (20%). It was also observed that maximum CO degradation rate of granular sludge were 85%～90% higher than those of flocculent sludge, which showed great promise in simultaneous biogas upgrading and syngas utilization.

CO; anaerobic microorganisms; degradation; syngas; biogas upgrading

2016-01-22

2016-03-07

項目來源： 國家科技支撐計劃(2014BAC27B01)

顏 錕(1990-)，男，河南南陽人，碩士，主要從事厭氧處理及沼氣提純技術研究等工作，E-mail: yankun1214@foxmail.com 通信作者： 王凱軍，E-mail:wkj@tsinghua.edu.cn

S126.4; X705

A

1000-1166(2017)01-0003-06