厌氧微生物对CO的降解转化特性研究

颜 锟， 徐 恒， 崔康平， 汪翠萍， 常风民， 马海玲， 王凯军

(1. 合肥工业大学 资源与环境工程学院， 安徽 合肥 230009； 2. 清华大学环境学院 环境模拟与污染控制国家重点联合实验室， 北京 10084)

厌氧微生物对CO的降解转化特性研究

颜 锟1，2， 徐 恒2， 崔康平1， 汪翠萍2， 常风民2， 马海玲2， 王凯军2

(1. 合肥工业大学 资源与环境工程学院， 安徽 合肥 230009； 2. 清华大学环境学院 环境模拟与污染控制国家重点联合实验室， 北京 10084)

为评价生物法同步沼气提纯与合成气利用工艺的可行性，文章通过批实验考察了不同初始CO含量、气液传质速率和污泥形态条件下微生物对CO的降解转化特性。结果表明：CO被厌氧微生物完全降解转化所需的时间随其初始含量升高而延长，当CO初始含量分别为10%，20%和40%时，絮状污泥完全降解CO所需时间分别为3，7和15 d，颗粒污泥需2～3 d；不同气液传质速率对絮状污泥降解CO的影响不大，但能明显影响颗粒污泥降解转化CO，在相同初始CO含量(20%)条件下，颗粒污泥在高气液传质速率时对CO的最大降解速率比低气液传质速率时提高近2倍；颗粒污泥实验组中CO的最大降解速率比絮状污泥提高了约85%～90%，有望在后续同步沼气提纯与合成气利用工艺中得到应用。

CO； 厌氧微生物； 降解转化； 合成气； 沼气提纯

随着能源结构调整的日益深入，经济增长及节能减排工作的推进，可再生能源的开发和利用受到了极大的重视。生物质能作为最重要的可再生能源之一，其在国内外的发展和应用已初具规模且前景广阔[1-2]。对于易生物降解的生物质能(污泥、餐厨垃圾、食品酿造类废水等)和难降解的生物质能(农林废弃物、生活垃圾、沼渣等)，厌氧消化[3-4]和热解气化[5]是这两类生物质能源资源化利用的最佳可行性技术之一。沼气和合成气作为二者资源化的主要产物，均为低品质燃气，需经过提纯和精制后才能被利用。当前成熟的沼气提纯技术主要为变压吸附(PSA)、洗涤和膜分离等[6]，这些技术属于物化法范畴，虽然效率相对较高但存在着运作复杂、投资运行成本高等难点[7-8]。基于生物法的新型沼气提纯技术，与物化法相比，具有反应条件温和、副产物少、对硫化物等杂质不敏感等[9]优势，成为近年来的研究热点。

利用厌氧微生物的嗜氢甲烷化过程(4 H2+ CO2= CH4+ 2 H2O，△G0= -136 kJ·mol-1)将沼气中的CO2转化成CH4来实现甲烷富集是生物法沼气提纯的一种重要形式[8-9]。Luo[10]等将纯氢气通入厌氧反应器中，经微生物转化后，CH4含量达到95%左右，实现了沼气提纯的目的。但该方法需要可再生电能电解水制取氢气，考虑到可再生电能获取不便等因素，寻找合适替代氢源成为制约该沼气提纯技术发展的一大难题。生物质合成气的主要成分为H2(30%～60%)、CO (10%～30%)和CO2(5%～15%)等[11]，改良后的气化技术使得合成气中H2含量达80%以上[12]，因此，理论上不仅可以作为氢源用于沼气提纯，也为其高效利用提供了一种新的研究思路。

然而，研究表明，CO作为合成气的主要成分之一，由于对含金属酶的高亲和度而对众多环境微生物存在毒性[13]，因此探究CO对厌氧反应系统微生物的毒性抑制十分必要。目前，该方面的研究报道比较有限。Serge[14]等利用厌氧颗粒污泥将合成气作为基质对CO的甲烷化进行了研究，结果表明CO对颗粒污泥中微生物活性的抑制是局部的可恢复的；Luo[15]等研究了絮状污泥在不同CO分压下的转化效果，结果表明CO对产甲烷古菌存在着抑制作用。由此可见，CO对厌氧微生物的毒性抑制可能与污泥形态有关。此外，目前有关CO对厌氧微生物的影响研究主要集中在某种单一的影响因素[14-16]。鉴于此，笔者拟从CO含量、厌氧污泥形态和气液传质速率3方面系统考察厌氧微生物对CO降解转化特性，以期为评价同步沼气提纯和合成气利用的可行性提供参考和依据。

1 材料与方法

1.1 试验材料

实验用絮状污泥取自实验室CSTR反应器，该污泥长期在35℃条件下以果蔬垃圾培养，其悬浮固体(Suspended Solids，SS)为13.7 g·L-1，挥发性固体悬浮物(Volatile Suspended Solids，VSS)为10.0 g·L-1，pH值为7.26；颗粒污泥取自某淀粉废水处理厂UASB反应器中，VSS为90.6 g·L-1，pH值为7.55。CO/N2混合气为订购的标准气，实验用反应器为总体积180 mL的螺口厌氧玻璃瓶并配备丁基橡胶塞和旋盖以保证气密性。实验用营养液以参考文献[17]为依据配制。

1.2 试验方案

实际颗粒污泥反应器中污泥浓度一般是絮状污泥反应器的5倍左右，因此为了与之保持一致，将适量的絮状污泥和颗粒污泥分别接种至厌氧瓶中并加营养液稀释至50 mL，使其污泥浓度分别为5，25 gVSS·L-1。将三种CO含量(10%，20%，40%)的CO/N2混合气通入厌氧瓶中，置换15 min并加压至1.2～1.3 bar(绝压)。厌氧瓶竖直放置在35℃，150 rpm恒温气浴震荡器中。考虑到厌氧瓶水平放置时的气液接触面积远高于其竖直放置，为考察高传质速率对CO降解的影响，实验中高传质的厌氧瓶水平放置。每种影响因素条件下均设置两个平行厌氧瓶。定期取样测定气体组分和混合液中的挥发性脂肪酸(VFAs)。实验设计及分组如表1所示。

1.3 分析方法

气体组分的测定：采用Agilent GC-7890A气相色谱仪测定，TCD热导检测器，检测器温度：250℃；色谱柱采用碳分子筛填充柱(Carboxen-1000，60/80)，柱温：150℃，进样口温度：150℃；载气为高纯氩气，载气流量：10 mL·min-1。

VFAs的测定：采用岛津高效液相色谱测定，色谱柱为Aminex HPX-87H，300×7.8 mm，流动相为0.005 mol·L-1的稀硫酸，检测器为UV检测器(210 nm)。

表1 批实验设计

2 结果与分析

2.1 初始CO含量的影响

2.1.1 CO和CH4含量的变化

图1为不同初始CO含量混合气下絮状污泥中CO和CH4含量的变化。

图1 初始CO含量对絮状污泥的CO降解

图2 初始CO含量对絮状污泥的CH4生成的影响

由图1可知，FL10，FL20，FL40组中的CO分别在第3，7，15天被完全降解，平均降解速率均为0.11 mmol·d-1，表明了CO被微生物完全降解所需的时间随其初始含量的升高而延长，但降解速率并不受其初始含量的影响。CO消耗完毕前，甲烷的生成速率均较低并依次为FL10>FL20>FL40，表明CO抑制了絮状污泥中产甲烷微生物的活性，且初始含量越高，抑制作用越明显，这种现象与Jan[16]等研究得出的CO对微生物的毒性作用结果一致。CO降解完毕(3 d，7 d，15 d)后，甲烷生成速率迅速升高，分别在第5，11，19天时，甲烷的生成速率也逐渐降低。

图3 初始CO含量对颗粒污泥的CO降解

图4 初始CO含量对颗粒污泥的CH4生成的影响

颗粒污泥中CO和CH4含量的变化如图3和图4所示。各实验组中的CO均能在2～3 d内被完全降解转化，GL10，GL20，GL40组中CO最大降解速率分别为0.24，0.32，0.38 mmol·d-1，表明了初始CO含量越高，颗粒污泥对CO的降解速率越大。对于CH4的生成，由图4可知，甲烷的生成速率在CO消耗完毕前依次为GL10

2.1.2 乙酸含量的变化

实验过程中对混合液取样检测VFAs，其中颗粒污泥中均仅检测到少量的乙酸(<0.1 mmol·L-1)，絮状污泥中VFAs的主要为乙酸和丙酸，乙酸占90%～95%。不同初始CO含量混合气中乙酸的变化如图5所示。

微生物不仅能以H2为中间产物降解CO，还能将乙酸作为中间产物降解转化CO[18]。机理如下：4CO+2H2O=CH3COOH+2CO2△G0=-44 kJ·mol-1；CH3COOH = CH4+ CO2△G0= 31 kJ·mol-1。絮状污泥实验组中乙酸的大量积累表明了以乙酸为中间产物的转化途径是絮状污泥微生物降解CO的主要途径之一，从热力学角度上分析，乙酸途径也比H2途径更加容易(△G0，-44，-20 kJ·mol-1)。该研究中，颗粒污泥实验组中的CO被迅速降解并转化为CH4，但混合液中未检测到大量乙酸的积累从而未能明确颗粒污泥转化CO的具体途径，可能的原因是颗粒污泥具有较高的生物量和独特的微生物结构(见2.3)从而能够直接利用乙酸或其它中间产物降解转化CO。

图5 初始CO含量对乙酸积累的影响

2.2 传质速率的影响

2.2.1 CO和CH4含量的变化

CO对微生物的毒性抑制及被微生物降解转化利用是气-液-固三相传质作用的结果，因此传质对反应速度有较大的影响。笔者研究中采用水平放置厌氧瓶通过增大气液接触面积来达到强化传质的目的。高、低传质速率下絮状污泥中同一初始CO含量(20%)混合气中CO降解和CH4生成情况如图6，图7所示。

由图6，图7可知，高、低传质速率下絮状污泥中CO平均降解速率分别为0.14和0.12 mmol·d-1，CO的降解受传质的影响较小，表明了气液传质并不是絮状污泥中CO转化的限制性因素。CO消耗完毕前，絮状污泥中甲烷的平均生成速率在高、低传质下均为0.04 mmol·d-1左右，此时CO可能对絮状污泥微生物的活性有较大的抑制作用，抑制了乙酸等中间产物的降解转化，从而导致甲烷的生成速率较低；CO消耗完毕后，FH20组的甲烷生成速率为0.13 mmol·d-1，高于FL20组的0.10 mmol·d-1，表明高的传质速率促进了微生物与发酵液的混合从而有利于甲烷的生成。理论上，随着反应的进行，甲烷的生成量应相同，但实验后期，FH20组的甲烷生成量仍比FL20组高10%，一方面，因操作误差导致FH20组中初始CO含量比FL20组高7.5%；另一方面，高传质速率可能促进了内源有机物分解，从而有利于CH4的生成。

图6 传质速率对絮状污泥的CO降解

图7 传质速率对絮状污泥的CH4生成的影响

传质速率对颗粒污泥的CO降解转化具有较大的影响，如图8所示。GH20组中的CO能够在1 d内被完全转化，远小于GL20组的3 d。这主要由于高的传质速率能有效促进CO的溶解以及颗粒污泥微生物具有较高的活性。对于CH4的生成(见图9)，GH20组的甲烷生成速率在实验第1天大于GL20组，其原因在于GH20组中的CO在第1天已完全被转化为CH4(仅检测到少量VFAs)，CO消耗完毕后，GH20组的甲烷生成速率有所降低。从第3天起，高低传质速率下颗粒污泥的甲烷生成速率均为0.06 mmol·d-1,此时能够被颗粒污泥利用并生成CH4的唯一基质—CO已经被消耗完毕，高、低传质下的甲烷生成速率也趋于相同。

图8 传质速率对颗粒污泥的CO降解

图9 传质速率对颗粒污泥的CH4生成的影响

图10 传质速率对乙酸积累的影响

2.2.2 乙酸的变化

高、低传质速率下乙酸的变化如图10所示。由图10可知，颗粒污泥实验组中仅检测到少量乙酸的积累。对于絮状污泥实验组，FH20组中乙酸积累量明显高于FL20组，这可能由于高传质条件更有利于微生物将CO转化为乙酸，使得厌氧瓶中积累更多的乙酸。CO消耗完毕时，FH20组的乙酸积累量达到4.8 mmol·L-1，高于FL20组的3.5 mmol·L-1，但却比FL20组提前2 d被转化完，表明高的传质速率不仅有利于乙酸的生成，也促进了乙酸的降解。

2.3 污泥形态的影响

为探究污泥形态对CO降解转化的影响，根据实验过程中CO降解转化完毕前CO和CH4含量的变化，计算得出实验各组中CO和CH4的最大转化速率，如表2所示。

表2 不同污泥形态下CO最大降解和CH4生成速率

由表2可知，同一传质速率、初始CO含量下颗粒污泥实验组中CO最大降解速率和CH4最大生成速率均明显高于絮状污泥。低传质速率、20% CO初始含量时的颗粒污泥和絮状污泥的CO最大降解速率分别为0.76和0.11 mmol·d-1，CH4的最大生成速率分别为0.32和0.04 mmol·d-1，比絮状污泥分别提高了85%和87%；高传质速率下，颗粒污泥实验组中CO的最大降解速率和CH4的最大生成速率比絮状污泥分别提高了90%和92%，表明厌氧污泥形态是影响CO降解的限制性因素之一。Luo[15]等在研究中发现CO对古细菌(产甲烷菌等)的抑制性较强而对真细菌的抑制性较弱，故而絮状污泥的甲烷生成产速率较低；对于颗粒污泥，一方面，其较高的生物量能够迅速转化利用CO，另一方面颗粒污泥具有层状多孔结构(颗粒外层主要为真细菌，内层主要为古菌[20])，产甲烷菌在颗粒内层，避免了与CO的直接接触，进而有助于提高对CO的耐受性，比絮状污泥具有更好的CO降解能力。

3 结论

(1)合成气主要成分之一的CO能够被微生物完全降解并转化，且其降解所需的时间随其初始含量的升高而延长，CO初始含量为10%，20%，40%时，絮状污泥将CO完全降解所需时间分别为3 d，7 d，15 d，颗粒污泥则需2～3 d。

(2)高的气液传质能促进颗粒污泥降解转化CO，但对絮状污泥降解CO的影响不大，CO消耗完毕后，高传质速率也能促进絮状污泥中乙酸的降解和CH4的生成；厌氧污泥形态是影响CO降解转化的限制性因素之一，低传质速率，20% CO初始含量下颗粒污泥对CO的降解速率比絮状污泥高85%。

(3)本实验条件下，CO在絮状污泥和颗粒污泥作用下可能是首先形成中间产物乙酸，进而被降解转化的。颗粒污泥对CO的降解转化效果明显优于絮状污泥，可能与其层状结构和其内部微生物种类有关，因此后续实验将着重对此进行验证。

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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

项目来源： 国家科技支撑计划(2014BAC27B01)

颜 锟(1990-)，男，河南南阳人，硕士，主要从事厌氧处理及沼气提纯技术研究等工作，E-mail: yankun1214@foxmail.com 通信作者： 王凯军，E-mail:wkj@tsinghua.edu.cn

S126.4; X705

A

1000-1166(2017)01-0003-06