錳離子對厭氧發酵的影響及生物利用度研究

張佳佳,石先陽

(安徽大學 資源與環境工程學院,安徽 合肥 230601)

厭氧消化在處理有機廢棄物的同時可回收能源[1],但其易受多種因素如pH、堿度、溫度、微量金屬元素等的影響[2]。添加適量微量金屬元素可增強厭氧污泥的產甲烷活性以及酶活性,促進基質降解[3]。其中錳作為厭氧污泥的重要組成元素,是丙酮酸羧化酶、精氨酸酶和甲基轉移酶的輔助因子[4]。

在以牛糞為原料的厭氧發酵中,添加6 g MnSO4可有效提高COD轉化為揮發性脂肪酸(VFAs)的速率,使厭氧發酵系統的產氣時間縮短了7 d,累積產氣量提高41.2%[5]；通過測定污泥胞外聚合物(EPS),發現當Mn2+濃度為0.05 mg/L時,污泥內EPS總量下降11.91%[6]；在厭氧發酵過程中,添加0.3 mg/L的Mn2+使中間產物-丁酸的轉化速度加快17%[7]；以隔油池垃圾為原料的厭氧發酵中,22.9 mg/L 的Mn2+使最大甲烷產率提高了40%,產甲烷滯后時間則縮短了66.7%[8]。然而微量金屬元素添加過量會增加厭氧反應器的運行成本及造成重金屬的二次污染[9]。此外,現有研究對象多集中在微量金屬元素種類方面,測定指標比較單一,且較少涉及微量金屬元素形態與厭氧污泥生物利用度之間的關系。

本文通過間歇實驗探究不同濃度Mn2+對厭氧消化的影響,分析厭氧消化過程中金屬元素錳的形態與其生物利用度間的關系,為實現Mn2+的精準投加,提高厭氧消化系統的經濟適用性提供理論依據。

1 實驗部分

1.1 材料與儀器

C12H22O11、NH4Cl、KH2PO4和NaHCO3均為化學純；微量元素溶液、MnCl2儲備液(400 mg/L)、硝酸溶液(1+1)均為分析純；所有溶液均用去離子水配制；厭氧顆粒污泥,取自一個實驗室規模的上流式厭氧污泥床反應器(UASB)；實驗用水采用人工配水,營養母液成分為：C12H22O1117.82 g/L,NH4Cl 1.91 g/L,KH2PO40.44 g/L,NaHCO318.6 g/L。每L人工配水中加入0.26 mL微量元素溶液,微量元素溶液組成見表1。

表1 微量元素溶液組成Table 1 Components of trace element solution

PHS-3G酸度計；BIO-DL移液器；IS-RDV1恒溫振蕩器；SP-6800A氣相色譜儀；GC-7860A氣相色譜儀；Philips XL30掃描電子顯微鏡(SEM)；DK-S28數顯恒溫水浴鍋；AAS-990AFG原子吸收分光光度計。

1.2 實驗方法

實驗所用玻璃器皿均經硝酸溶液(1+1)浸泡12 h,反復用去離子水沖洗干凈后烘干備用。間歇實驗在650 mL玻璃反應器中進行。取15 g經去離子水清洗3次后的厭氧顆粒污泥及40 mL實驗用水置于上述反應器中,分別添加0,20,50,100,200 mL的MnCl2儲備液,并加入去離子水使其總體積為400 mL,相應的Mn2+濃度為0,20,50,100,200 mg/L,依次編號為1#(對照組)、2#、3#、4#、5#。持續充氬氣10 min后迅速用丁基膠塞以及鋁帽密封。置于溫度為(35±1)℃,轉速為135 r/min的恒溫振蕩器中培養,每組實驗設置兩個平行。

1.3 分析方法

TSS、VSS、COD、Mn2+濃度采用標準方法測定[10]；氣體組分采用氣相色譜儀測定；氣體總體積用排水法測定[11]；累積產甲烷動力學參數利用修正后的Gompertz模型分析[12]；VFAs的濃度利用氣相色譜儀測定；EPS的提取與測定參考文獻[13]；輔酶M(CoM)的測定參考文獻[14]；采用掃描電子顯微鏡觀察厭氧污泥的形態；厭氧污泥的光電子能譜(XPS)測定參考文獻[15]；厭氧污泥中不同形態Mn2+的提取與測定參考Tessier五步提取法[16]。

2 結果與討論

2.1 Mn2+對產甲烷量的影響

添加不同濃度Mn2+下的累積產甲烷量的變化曲線如圖1所示,厭氧消化結束后,1#(對照)累計產甲烷量為75 mL,2#累計產甲烷量為84 mL,較1#提高了12%,3#～5#累計產甲烷量分別為57,61,45 mL,較1#分別降低了24%,18.4%,40%。以修正過的Gompertz模型(式1)對產甲烷過程進行動力學模擬,得到累計產甲烷動力學參數(表2)。

(1)

式中H——反應時間t(h)內的累計產甲烷量,mL；

P——潛在產甲烷量,mL；

Rm——最大甲烷產率,mL/h；

λ——產甲烷滯后時間,h；

e——常數(2.718 281 828)。

圖1 Mn2+對累計產甲烷量的影響Fig.1 Effects of Mn2+ on the cumulative methane production

編號λ/hRm/(mL·h-1)P/mLR21#9.5490.901 577.800.995 02#6.2450.975 887.020.993 63#7.3640.856 358.260.996 54#6.8120.956 662.890.995 65#6.7050.872 547.250.988 4

由表2可知,修正過的Gompertz模型可以很好地模擬厭氧污泥產甲烷的動力學過程(R2>0.988)。20 mg/L的Mn2+使產甲烷滯后時間縮短至6.2 h,較對照組降低了34.6%,而潛在產甲烷量則提高至87.02 mL,較對照提高了11.9%。

以最大比產甲烷速率Umax·CH4[mL CH4/(g VSS·d)]和最大比COD去除速率Umax·COD[g COD/(g VSS·d)]作為衡量厭氧污泥活性指標[式(2),式(3)][17],計算結果見圖2。

圖2 Mn2+對最大比產甲烷速率和 最大比COD去除速率的影響Fig.2 Effects of Mn2+ on Umax·CH4 and Umax·COD

由圖2可知,添加Mn2+濃度為20 mg/L時,反應體系的最大比產甲烷速率和最大比COD去除速率分別達到32.63 mL CH4/(g VSS·d)和0.109 1 g COD/(g VSS·d),表明20 mg/L Mn2+的添加促進了基質的降解,此濃度下厭氧污泥的產甲烷活性最高。

(2)

(3)

式中K——累計產甲烷量曲線直線段的斜率,

mL CH4/h；

X——微生物濃度,g VSS/L；

Vn——反應區容積,mL；

T0——反應體系溫度,K；

T1——273 K。

CoM(2-巰基乙烷磺酸)作為產甲烷菌特有的一種輔酶,能以甲基維生素B12為甲基供體,經甲基轉移酶的作用,形成甲基輔酶M。甲基輔酶M在甲基輔酶M還原酶(MCR)的催化下最終形成甲烷[18]。在一定程度上,產甲烷量和產甲烷速率與CoM的含量及濃度成正比[19]。在厭氧發酵結束后,2#CoM含量較對照提高了15.02%,而3#～5#CoM含量較對照則分別降低了10.06%,19.05%,21.66%(圖3),這就從酶學角度解釋了累計產甲烷量和產甲烷速率增加的原因。

圖3 Mn2+對CoM含量的影響Fig.3 Effects of Mn2+ on the CoM concentration

2.2 Mn2+對VFAs的影響

厭氧消化反應中VFAs含量隨時間的變化曲線見圖4,其主要組分為乙酸(圖4b)和丙酸(圖4c)。乙酸濃度在0～574.21 mg/L之間,丙酸濃度為0～977.02 mg/L。

圖4 Mn2+對VFAs總量、乙酸以及丙酸含量的影響Fig.4 Effects of Mn2+on the total VFAs, acetic acid and propionic acid

由圖4可知,丙酸含量變化趨勢和VFAs總量(圖4a)變化趨勢一致。在0～8 h,VFAs總量迅速增加,2#乙酸最高濃度達350.178 mg/L,而在8～12 h內迅速降低到2.950 mg/L,轉化率為99.16%,乙酸濃度達到最高和趨于零的時間較1#均縮短了4 h。隨Mn2+濃度的提高,發酵系統出現丙酸積累,導致酸化,從而對甲烷化作用產生了抑制[20]。添加20 mg/L Mn2+可使乙酸含量提前4 h達到峰值,且加速其轉化,最大程度地促進VFAs降解為甲烷,提高產氣量。

2.3 Mn2+對EPS的影響

顆粒污泥松散型胞外聚合物(LB-EPS)和緊實型胞外聚合物(TB-EPS)主要由蛋白質(PNs)和腐殖質(HSs)組成(圖5),其中PNs占45.48%～56.49%,HSs占33.49%～46.20%,而多糖(PSs)所占比例相對較小,為3.55%～14.92%。因LB包裹在TB外部,Mn2+對LB的影響大于TB。Mn2+濃度從0 mg/L增至20 mg/L,LB-EPS從518.28 mg/L增至529.15 mg/L,增加了2.1%。當Mn2+濃度增至50,100,200 mg/L時,LB-EPS則分別降低了38.77%,51.41%和53.91%。LB-EPS的增加增強了顆粒污泥活性,從而促進甲烷化反應的進行[21]。但在高濃度Mn2+暴露下,顆粒污泥結構受到嚴重破壞,這和圖6厭氧污泥的掃描電鏡分析結果相一致。

圖5 LB-EPS和TB-EPS的多糖、蛋白和腐殖質的濃度Fig.5 Concentrations of the PSs,PNs and HSs of the LB-EPS and TB-EPS

如圖6所示,1#厭氧污泥呈現桿狀和絲狀(圖6a),2#(圖6b)和5#(圖6c)厭氧污泥形態發生變化,出現大量球狀菌。微量元素添加會導致厭氧系統甲烷菌形態發生變化,由甲烷絲菌和甲烷桿菌逐漸轉化為甲烷球菌[22]。大的比表面積使得球菌擁有比桿菌和絲菌更強的比產甲烷能力。但當Mn2+濃度達到200 mg/L時,厭氧污泥表面排列變得松散,其結構被高濃度Mn2+所破壞,污泥產甲烷活性降低。

圖6 掃描電鏡下的厭氧污泥形貌Fig.6 SEM images for morphology of anaerobic sludge a.1#；b.2#；c.5#

2.4 Mn2+形態與生物利用度分析

厭氧消化前后,2#污泥的光電子能譜圖見圖7。

圖7 污泥厭氧消化前后的X射線光電子能譜圖Fig.7 X-ray photoelectron spectroscopy of sludge before and after anaerobic digestion

圖8 連續提取法所測各形態Mn2+含量及占比(上圖為含量,下圖為占比)

由圖7可知,在厭氧消化結束后觀察到錳的特征譜線,說明厭氧消化過程中,厭氧污泥對Mn2+有吸附作用,進而對厭氧消化反應產生影響,1#污泥厭氧消化前后均未觀察到錳離子的吸附(圖中未顯示)。離子可交換態和碳酸鹽結合態離子(以下簡稱有效態離子)最容易被釋放出來而被生物體吸收[23]。

由圖8可知,向反應體系中加入Mn2+,有效態離子所占比例顯著增加,而鐵錳氧化物結合態、有機態以及殘渣態在一定程度上與添加的Mn2+呈現負相關。其中2#～5#的有效態離子含量較1#分別提高了2.89,5.46,13.91,28.80 mg/L,所占比例較1#提高了57.51%,59.74%,59.20%,60.00%,此時2#～5#對有效態離子的生物利用度[24]分別為15.57%,11.37%,14.13%,14.51%,說明當Mn2+濃度高于20 mg/L,繼續增大Mn2+濃度至200 mg/L時,有效態離子生物利用度并未得到提高。綜合分析上述實驗結果以及考慮到重金屬的污染問題,認為20 mg/L的Mn2+能最大程度地增強反應體系性能。

3 結論

(1)Mn2+的添加可提高厭氧系統累計產甲烷量,其最佳濃度為20 mg/L,同時CoM含量較對照提高15.02%,VFAs轉化速度加快；但高濃度Mn2+則會抑制乙酸和丙酸的降解,導致系統中VFAs積累。

(2)Mn2+添加后2#的厭氧污泥形態由1#的桿狀和絲狀轉變為球狀,同時其LB-EPS總量相對1#提高了2.1%,而3#～5#分別降低了38.77%,51.41%和53.91%。高濃度Mn2+破壞了污泥表面結構,顆粒污泥出現破損。

(3)Mn2+濃度為20 mg/L時,厭氧污泥所利用的有效態離子含量為3.11 mg/L,生物利用度為15.57%,繼續提高Mn2+濃度,有效態離子生物利用度并未得到提高。