三種添加劑對豬糞厭氧干發酵的影響

李丹妮，張克強，梁軍鋒，高文萱，孔德望，杜連柱*

（1.農業農村部環境保護科研監測所，天津 300191；2.杭州能源環境工程有限公司，杭州 310020）

近年來，我國畜牧業發展迅速，伴隨著規模化養殖場數量和比例不斷增加，畜禽養殖糞污污染逐漸成為焦點問題。據2017年統計，我國畜禽養殖糞污年產生量約38億t，而且資源化利用率低、污染嚴重，對生態安全和畜牧業健康綠色發展造成嚴重威脅[1]。厭氧發酵具有能源化作用，沼液和沼渣作為肥料還田利用，是畜禽養殖糞污處理和利用的主要技術之一。

與傳統的濕式厭氧發酵相比，厭氧干發酵具有能耗低、投資小、操作簡單和無沼液后續處理壓力等優點，逐漸成為研究的熱點[2-3]。但厭氧干發酵有機負荷高、傳質效率低、攪拌困難、易產生酸積累，導致啟動慢、周期長和產氣效率低等問題。為解決此類問題，國內外學者開展了廣泛研究，其中滲透液/沼液回流和接種比例是研究重點。如杜靜等[4]的研究表明，通過滲透液回流，試驗組總固體產氣量達到155 m3·t-1，較不回流高出29.17%。Sponza等[5]發現回流的反應器在pH值、有機酸濃度變化和甲烷含量等方面具有良好的穩定性，且產氣量高。井良霄等[6]研究接種物對秸稈豬糞混合干式厭氧發酵產沼氣的影響發現，加入40%接種物的試驗組總產氣量比接種量為30%的試驗組高19.1%。除此之外，鄭盼等[7]研究發現，添加生物炭對提高豬糞厭氧干發酵產氣率具有促進作用。上述研究通過改進工藝措施在一定程度上提高了厭氧干發酵產氣效率，但是，如何解決厭氧干發酵高有機負荷帶來的問題仍有待開展深入研究。

本試驗以豬糞為發酵底物，通過中溫序批式試驗研究不同添加劑（蛭石、海泡石和生物炭）及添加量（添加比例分別為5%、10%、15%和20%）對豬糞厭氧干發酵過程有機酸積累和產氣效果的影響，并采用修正的Gompertz動力學模型模擬產氣過程，為優化豬糞厭氧干發酵提供技術支持。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

試驗用豬糞為天津市西青區某規模化養殖場日產鮮豬糞，取回后儲存于（4±1）℃的冰箱。蛭石、海泡石、生物炭均為市購，用前105℃烘箱烘干至恒質量。接種物取自試驗室正常運行的序批式厭氧干反應器（Sequencing Batch Reactor，SBR）。底物與接種物的理化指標見表1。

表1 原料和接種物特性Table 1 Characteristics of materials and inoculum

1.2 試驗裝置

試驗裝置為自制立式厭氧反應器，有機玻璃材質，內徑90 mm，高170 mm，有效容積1.1 L。反應器頂部設有沼氣排放口和取氣閥門各1個，其中沼氣排放口連接3 L集氣袋，側面中下部設有2個取樣口。

1.3 試驗設計

以豬糞為發酵底物，設置添加蛭石、海泡石和生物炭3種添加劑，按發酵底物TS比，設5%、10%、15%和20%共4種添加比例，以豬糞單獨發酵為對照，共4組13種處理，每種處理3個重復。具體見表2。

表2 試驗設計Table 2 Experiment design

在厭氧反應器內添加新鮮豬糞和接種物共610±5 g（VS比為3∶1），按豬糞TS的5%、10%、15%和20%加入對應添加劑，混合均勻后將反應器加蓋密封，將3 L氣體收集袋與反應器排氣口連接，反應器置于（37±1）℃的恒溫水浴鍋內進行發酵。發酵過程中，根據實際產氣情況，每1～3 d測量1次沼氣產量，并取氣樣進行組分分析。每3 d從發酵罐側面下部取樣口采集1次發酵樣品，測量pH值、揮發性有機酸（VFAs）和氨氮等質量濃度。取樣時，用取樣勺快速抽取發酵罐內的樣品，避免空氣進入罐內影響發酵進行。取樣結束后，將取樣閥門緊閉，放入恒溫水浴鍋繼續發酵。

1.4 分析方法

TS和VS采用重量法測定；氨氮采用納氏試劑分光光度法測量（HACH，DR 6000）[8]；pH值：用超純水將發酵樣品稀釋10倍（質量）后pH計測量；總有機酸（TVFAs）：樣品稀釋10倍后的溶液用質量百分數為3%的稀硫酸調節pH＜3.0，10 000 r·min-1離心10 min，0.45m纖維素濾膜過濾，濾液經丙酮稀釋后采用Thermo-trace-1300氣相色譜儀測定VFAs（乙酸、丙酸、丁酸、異丁酸、戊酸和異戊酸）質量濃度，氣相色譜配M12毛細管柱（30 m×0.53 mm×1m），載氣為He（恒流：7.00 mL·min-1），進樣口溫度200℃，FID溫度220℃。根據胡榮篤[9]的計算方法，將發酵液中各種脂肪酸的濃度換算成乙酸的濃度來計算分析，TVFAs濃度（以乙酸計）為各種VFA濃度（以乙酸計）之和。

沼氣體積用濕式氣體流量計測量，沼氣中甲烷體積分數采用氣相色譜儀（Thermo-trace-1300，TCD）測定，PP-Q色譜柱（2m×φ2 mm），He為載氣（75 kPa恒壓），爐溫40℃，進樣口和檢測器溫度均為200℃。

1.5 動力學模型

采用修正的Gompertz模型模擬試驗過程中的累積VS產甲烷量[10]。模型方程：

式中：P為累積VS產甲烷量，mL·g-1；Pmax為最大產氣潛能，mL·g-1；Rmax為最大產甲烷率，mL·g-1·d-1；λ為遲滯期，d；t為時間，d；e為exp（1）=2.718 3。根據模擬結果推算發酵過程中甲烷日產氣率。

2 結果與討論

2.1 厭氧干發酵過程VFAs變化

圖1為各處理發酵過程中TVFAs、乙酸和丙酸的質量濃度變化曲線。圖1a至圖1c中顯示，在前7 d各處理組的TVFAs質量濃度不斷上升，這是由于在反應前期，有機物被水解產酸細菌分解成VFAs，由于水解產酸細菌的生長速度超過產甲烷菌，使得產生的VFAs不能被及時分解，各組的TVFAs濃度不斷上升[11]。OP組在發酵過程中TVFAs質量濃度始終高于其他處理組，對產甲烷作用產生強烈抑制，這與孔德望的研究結果一致[12]。Zhu等[13]在秸稈厭氧干發酵中發現，當VFAs濃度達到16.7～20.1 mg·g-1時，對產甲烷菌具有明顯抑制作用，但在豬糞發酵中不一定會抑制，這可能與豬糞發酵體系具有較好的緩沖能力有關。發酵前40 d TVFAs質量濃度高于7.9 mg·g-1，發酵后期（第45 d后）在1.3～15.6 mg·g-1范圍內波動。發酵周期內，添加劑組TVFAs質量濃度均低于OP組，且在第25 d后迅速降低。由此可見，添加蛭石、海泡石和生物炭均能促進體系產生的VFAs分解，降低發酵體系中TVFAs的質量濃度。P-V和P-C組中，隨著添加劑添加比例的增加，TVFAs質量濃度呈降低趨勢。P-S組不同添加比例間的差異不明顯，兩個TVFAs濃度峰值分別是 27.5 mg·g-1和24.0 mg·g-1，與PV、P-C組添加量20%時相近。蛭石的作用主要是因為其具有良好的陽離子交換性和吸附性，可以加快并提高底物的水解、酸化進程[14]。生物炭具有多孔結構，比表面積大且堿度較高，能夠降低干發酵體系TVFAs質量濃度，有效緩解酸抑制現象，與濕式發酵中添加生物炭具有類似效果[15-17]。海泡石在厭氧發酵領域未見應用，但其良好的吸附性、流變性和催化性，可能是緩解厭氧干發酵酸積累的主要原因。

圖1d至圖1f顯示，不同處理組乙酸的質量濃度變化趨勢與TVFAs相似。OP組在第7 d和第30 d有兩個峰值（9.6 mg·g-1和8.0 mg·g-1），這主要是由豬糞不同有機質成分的降解難易程度決定的[18]。在添加劑比例最低的P-V1和P-S1處理中，乙酸在第7～10 d和第25 d表現出兩個明顯的峰值（P-V1：9.2、8.6 mg·g-1，P-S1：8.0、6.0 mg·g-1），與OP相比高峰時間提前，當添加劑比例高于10%時第二個峰值消失；P-C組中各添加比例的乙酸濃度只有一個峰值。表明生物炭、蛭石和海泡石能夠促進發酵過程中不易降解組分的生物轉化，且生物炭作用最明顯。TVFAs中乙酸濃度占比顯示，在發酵前17 d，是否加入添加劑及添加比例對乙酸質量百分比均沒有明顯影響，在第20 d以后，隨著添加劑添加比例的增加，乙酸百分含量逐漸降低，表明發酵過程中乙酸被產甲烷菌轉化為甲烷。

丙酸質量濃度變化（圖1g至圖1i）與乙酸完全不同。首先，與OP組相比，添加劑的種類和添加比例對丙酸質量濃度無明顯差異，在發酵的前46 d，除P-C2、P-C3和P-C4外的處理組丙酸質量濃度在1.56～5.34 mg·g-1之間波動，總體呈緩慢上升趨勢，說明不易降解的丙酸在發酵體系中逐漸累積。除P-C4外，丙酸在TVFAs中的比例隨發酵時間的延長和添加劑加入比例的增加逐漸由10%～20%升高到30%～76%，這主要是因為發酵過程的產甲烷過程恢復，發酵體系中以乙酸為主的TVFAs質量濃度逐漸降低，轉化速率較慢的丙酸在TVFAs中占主導[19]。有文獻報道，當TVFAs和丙酸質量濃度達到10.0 g·L-1和2.9 g·L-1時，產甲烷菌活性受到明顯抑制，但是當TVFAs質量濃度降低至6.2～8.5 g·L-1時，抑制作用減弱，而在本試驗中各處理組的丙酸質量濃度在第17 d前后升高到2.9 mg·g-1，并在一段時間內緩慢升高，但抑制作用并不明顯，這可能與豬糞發酵體系中添加劑有較好的緩沖能力有關[20-21]。厭氧發酵體系中添加生物炭能夠強化微生物代謝，降低高負荷厭氧消化過程VFAs含量，而且能夠強化原料向丙酸轉化[22]。Watanabe等[23]以粗甘油為底物，添加生物炭進行厭氧消化的研究也證明生物炭具有強化丙酸生成作用，這可能是本研究中第 14～25 d，P-C2、P-C3和P-C4組丙酸質量濃度隨生物炭添加比例增加明顯升高、之后迅速降低的原因。綜合乙酸和丙酸濃度與其質量百分比，蛭石和生物炭的添加比例以10%為宜，海泡石的添加比例以5%為佳。

2.2 厭氧干發酵pH值變化

圖1 總有機酸（a，b，c）、乙酸（d，e，f）和丙酸（g，h，i）的質量濃度變化Figure 1 Variations of concentrations of total volatile fatty acids（a，b，c），acetic acids（d，e，f）and propionic acids（g，h，i）during the experiment

續圖1 總有機酸（a，b，c）、乙酸（d，e，f）和丙酸（g，h，i）的質量濃度變化Continued figure 1 Variations of concentrations of total volatile fatty acids（a，b，c），acetic acids（d，e，f）and propionic acids（g，h，i）during the experiment

從圖2可以看出，加入添加劑的3組處理pH值變化基本相似，呈先升高后降低再升高最后趨于穩定的總體變化趨勢。主要是因為發酵前期水解酸化作用占主導，有機物降解為VFAs，但產甲烷菌消耗VFAs的速率低于水解酸化速率，使pH值降低，隨著發酵的進行，產甲烷菌活性漸強，pH值緩慢升高，最后產酸和產甲烷趨于平衡，pH值逐漸穩定。發酵前39 d，PV、P-S和P-C組pH值明顯高于OP組，P-V和P-S組pH值在第16 d后升高，而P-C組除5%添加比例以外，其他添加量的試驗組在第9 d后緩慢升高，到第39 d前后趨于穩定。發酵中pH值的差異說明3種添加劑對避免有機酸積累具有一定作用，生物炭效果好于蛭石和海泡石。有研究表明，厭氧發酵中添加生物炭能夠提高發酵系統穩定性，加快VFAs分解，從而提高發酵體系pH值恢復速度，在高有機負荷下促進互營型甲烷代謝，與本研究結果一致[24-25]。需要注意的是，試驗中各處理的pH值均大于7.6，這主要是因為固體樣品在取樣分析pH值時需進行一定比例的稀釋，導致測量值高于實際值。但在整個發酵過程中，pH值與TVFAs變化相對應，說明pH值可以作為厭氧干發酵體系中TVFAs積累和利用的主要指示性指標之一。

2.3 厭氧干發酵產甲烷性能及動力學分析

累積甲烷百分含量（圖3a）顯示，整個發酵周期內，OP組累積甲烷百分含量為58.0%。當添加比為5%時，P-V和P-C組的累積甲烷百分含量分別為52.4%和48.8%，當添加比為10%時則分別提高到58.5%和58.8%，繼續提高添加比時有小幅提升但差異不顯著。P-S組不同添加處理的累計甲烷含量在56.2%～60.8%，差異不顯著。總體上，添加蛭石、海泡石和生物炭對提高甲烷百分比沒有明顯促進作用。

圖2 厭氧干發酵pH值變化情況Figure 2 Variations of pH during SS-AD

累積VS甲烷產率柱狀圖（圖3b）與甲烷含量圖相對應。由圖可知，OP組累積VS甲烷產量為41.8 mL·g-1。P-V1和 P-C1組的累積 VS甲烷產率（31.6 mL·g-1和41.5 mL·g-1）與OP沒有顯著差異；添加比例為10%時較OP分別提高了99.0%和93.1%，達到83.11 mL·g-1和 80.65 mL·g-1；P-V4和 P-C4組的累積VS甲烷產率分別達到106.4 mL·g-1和126.2 mL·g-1。與P-C和P-V組不同，P-S1組甲烷產率較OP提高了93.8%，顯著高于P-V1和P-C1，但當添加比例提高至10%～20%時效果不再明顯。生物炭、蛭石和海泡石對甲烷產率的促進作用一方面對體系中pH值變化具有一定的緩沖能力，可以為產甲烷菌提供更加適宜的環境，這在高有機負荷的厭氧干發酵體系中非常重要[26-27]。同時，多孔結構和豐富的比表面積對發酵抑制物質如氨氮（游離氨）、H2S等具有很好的吸附性能。與蛭石和海泡石相比，生物炭具有更好的效果主要是因為生物炭表面富含的K、Ca等離子是微生物生長發育不可或缺的組成成分，提高發酵體系中K離子濃度水平，可促進富含蛋白類原料的生物降解，刺激脫氫酶活性從而提高厭氧發酵微生物的生存能力[28]。另外，生物炭具有導電性，被證明能夠促進甲烷古菌和互營菌之間的種間電子直接傳遞（DIET），從而提高產甲烷效率[29-30]，這可能是高有機負荷下添加生物炭具有更佳甲烷產率的重要原因。

用修正的Gompertz模型對干發酵累積VS產甲烷量進行擬合，結果表明（表3），不同處理的擬合曲線呈現較高的擬合度。OP組最大VS產甲烷速率為0.98 mL·g-1，遲滯期18.51 d。除P-V1組最大VS產甲烷速率（0.88 mL·g-1）略低于OP外，其他處理均高于OP組，其中P-V4、P-C4組的最大VS產甲烷速率分別達到3.62 mL·g-1和3.15 mL·g-1。相同添加比例下，發酵遲滯期P-C＜P-V＜P-S。在濕式發酵體系中添加生物炭能夠有效縮短遲滯期、提高甲烷產率已有報道[31-32]，本研究結果表明厭氧干發酵中添加生物炭具有相似的作用。用修正的Gompertz模型模擬結果計算日VS甲烷產率見圖3c至圖3e。由圖可以看出，各處理日VS產氣率變化趨勢為先上升后下降，不同添加劑能夠使產氣高峰提前，增加日VS甲烷產率，除P-V1外添加比例越大效果越明顯。實際厭氧干發酵工程中，可以根據發酵產物利用方式、產氣要求等實際情況，調整添加比例。

2.4 氨氮質量濃度變化

氨氮是厭氧發酵需要關注的重要指標之一，其質量濃度過高會抑制微生物的產甲烷作用。圖4為厭氧干發酵過程中氨氮質量濃度變化曲線，圖中顯示，發酵周期內OP、P-V、P-S和P-C處理的氨氮質量濃度均呈緩慢升高趨勢，總體隨添加比例的增加而降低。有研究表明，在厭氧濕發酵中氨氮質量濃度高于4.2 g·L-1時產甲烷菌失去活性[33]。陳闖等[34]對豬糞的干發酵研究結果顯示，當氨氮質量濃度從2.3 mg·g-1升高到3.8 mg·g-1時，產氣速率降低74.1%。本研究中，發酵前期不同處理氨氮質量濃度基本高于3.0 mg·g-1，第20 d后高于3.6 mg·g-1。綜合各處理產氣情況，P-V、P-S和P-C組添加比例為20%時，分別在第23、31 d和第21 d達到組內日VS甲烷產率最大值，分別是 3.62、2.87 mL·g-1和 3.15 mL·g-1，與之對應的氨氮質量濃度為4.5、4.4 mg·g-1和4.3 mg·g-1，說明試驗中較高的氨氮質量濃度沒有對發酵產氣產生明顯抑制，原因可能是添加劑的加入增加了體系的緩沖能力，使氨氮主要以銨態氮形式存在，游離氨的毒性減弱，與Pan等[24]研究結果一致。蛭石主要通過陽離子交換作用吸附氨氮，而且陽離子交換速率快[35]，當發酵體系中氨氮濃度較高時，具有一定的競爭吸附優勢。另外，氨氮被吸附后，促使游離氨向銨態氮轉化從而減輕對產甲烷微生物的抑制作用。海泡石表面有大量的酸性和堿性中心，具有較強的極性，能夠優先吸附極性較強的物質，近年研究表明，海泡石的微孔體積及非微孔型表面積對NH3、SO2等具有很好的吸附性，從而減輕氨氮對產甲烷微生物活性的抑制[36]。

表3 修正的Gompertz方程參數Table 3 Parameters of modified Gompertz model

圖3 累積甲烷百分含量（a）、累積VS甲烷產率（b）和日VS甲烷產量（c、d、e）變化情況Figure 3 Variations of cumulative methane percentage（a），cumulative special methane yield（b）and specific methane yield（c，d，e）during SS-AD experiment

圖4 厭氧干發酵過程中氨氮質量濃度變化Figure 4 Variation of ammonia nitrogen in SS-AD

3 結論

（1）蛭石、海泡石和生物炭3種添加劑能夠緩解豬糞厭氧干發酵的酸抑制，提高甲烷產率，總體上生物炭效果優于蛭石和海泡石。

（2）相比蛭石和海泡石，生物炭能顯著縮短遲滯期，對縮短發酵周期具有重要作用，當添加比例為20%時，累積VS甲烷產率達到126.2 mL·g-1，遲滯期縮短至5.78 d。

（3）綜合考慮，生物炭、蛭石和海泡石添加比例分別選擇為10%、10%和5%，實際應用中可以根據發酵產氣及發酵后殘余物的利用方式等實際情況，適當調整添加比例。

（4）添加劑的加入能促進厭氧發酵性能，主要體現在緩解有機酸積累、增加發酵體系緩沖能力及對發酵體系有毒有害物質的吸附等。