温度和青贮对杂交狼尾草和餐厨垃圾混合厌氧发酵的影响

2021-12-15沃德芳孙永明余德才孔晓英蒋恩臣

中国沼气 2021年4期

沃德芳，孙永明，余德才，郭磊，孔晓英，蒋恩臣

(1. 华南农业大学材料与能源学院，生物基材料与能源教育部重点实验室，广州 510642； 2.中国科学院广州能源研究所，广州 510640)

杂交狼尾草是由美洲狼尾草(Pennsetu-mameicanum)Tift23A不育系和象草(P．Purpureum)N51杂交而得的三倍体杂种多年生草本C4植物，具有产量高、再生能力强及抗逆性强等特点，发展潜力巨大[1-3]。同时，杂交狼尾草作为一类木质纤维素类原料，其内在顽抗性强，导致原料水解速率慢及转化率低等问题[4-6]。青贮是在厌氧条件下，利用乳酸菌将原料中的碳水化合物转化为乳酸、乙酸等，并降低原料pH值，从而抑制有害微生物生长，实现原料高效存储的一种处理方式[7-8]。青贮已作为青绿植物主要的存储方法，也影响原料的厌氧发酵性能，在欧洲和北美等地青贮能源作物已用于厌氧发酵[9-10]。盛凯[11]等研究表明延长青贮时间会显著降低厌氧发酵产气潜力。青贮处理对原料厌氧发酵产气性能的影响受运行工艺及青贮品质等的影响，因此有必要开展青贮处理对原料产气性能的影响研究。

餐厨垃圾作为市政垃圾的一部分，约占其总量的30%～50%。据统计，我国餐厨垃圾年产量不低于9000万t，且由于人口增多等因素呈现不断增加的趋势[12]。餐厨垃圾有机物含量丰富，是一种优质的厌氧发酵用原料。但由于其富含蛋白质、脂肪、碳水化合物等组分，易引起厌氧发酵过程酸化，从而抑制发酵过程[13]。杂交狼尾草和餐厨垃圾作为富碳原料和富氮原料，将两者混合进行厌氧发酵，即可缓解餐厨垃圾本身厌氧发酵过程中较黏稠、易酸化等状况，又可补充杂交狼尾草厌氧消化过程中氮源缺乏问题，从而实现改善发酵环境、平衡营养成分、增强系统稳定性的目的，综合提高系统产气量、原料产气率和固体去除率[14]。

温度是影响厌氧发酵性能的重要因素之一。贾丽娟[15]等研究表明当发酵温度为35℃时，牛粪厌氧发酵系统微生物区系中各类功能微生物数量与比例最佳；李轶[16]等研究表明当发酵温度为50 ℃时，餐厨垃圾与牛粪混合厌氧发酵系统性能较好；郭建斌[17]等指出猪粪厌氧发酵的适宜温度为28 ℃，可达到节省能源、提高沼气工程经济效益的目的。可见由于原料及运行工艺不同，系统适宜的发酵温度不同，而对于杂交狼尾草和餐厨垃圾混合发酵系统的适宜温度仍需研究。

本文以杂交狼尾草和餐厨垃圾为原料，对比分析了温度和青贮处理对其混合发酵系统厌氧发酵性能的影响，并采取修正的Gompertz方程、Logistic方程和Transference方程分析厌氧发酵过程的动力学特性。

1 材料与方法

1.1 实验材料

杂交狼尾草取自广东省广州市增城宁西实验基地(23o24' N，113o64' E)[18]。刈割后的鲜草首先切至2～3 cm左右，其中一部分放于-20 ℃冰箱内保存备用，另一部分放于100 L塑料密封罐中室温下青贮处理90 d后备用。实验前原料通过高速粉碎机粉碎后使用。原料的理化性质见表1。

表1 实验中原料的性质

餐厨垃圾取自中国科学院广州能源研究所食堂。原料收集后，首先将骨头、餐巾纸、垃圾袋等杂物捡出，通过高速粉碎机粉碎成浆状，搅拌均匀后装入封口袋，放于-20℃冰箱备用。

厌氧发酵用接种物取自中国科学院广州能源研究所连续搅拌反应系统(CSTR)，用葡萄糖和蛋白胨于37℃培养而得。实验开始前，接种物经网筛过滤后使用。接种物的总固体(Total solid，TS)质量分数和挥发性固体(Volatile solid，VS)质量分数分别为1.62%和0.91%。

1.2 实验设计

实验装置为500 mL的玻璃反应器，有效体积为400 mL[19](见图1)。反应器上部有3个出口，分别用于安装定时搅拌装置、收集气体(通过胶管与气袋相连)和用于取样分析过程参数。每个反应器中分别加入300 mL的接种物，按发酵固体浓度为15.0 g VS·L-1加入原料。封口前通入高纯度氮气以去除罐中空气。反应器分别置于37℃±0.5℃和55℃±0.5℃的水浴锅中，搅拌频率为每3 min搅拌1 min。每个实验组设置3个重复。当日产气量低于总产气量的1%时，停止试验。

图1 批式厌氧发酵装置示意图

1.3 测定指标

TS质量分数和VS质量分数分别通过烘箱(105℃，24 h)和马弗炉(55 0℃，2 h)测定[19]；C和N元素质量分数通过Vario EL元素分析仪测定；pH值采用雷磁pHS-3C型pH计测定；COD浓度和总氨氮浓度(total ammonia nitrogen，TAN)利用分光光度计(Hach，USA)分析；总碱度(total alkalinity，TA)，碳酸氢盐碱度(bicarbonate alkalinity，PA)和挥发酸碱度(volatile alkalinity，IA)采用碱度自动滴定仪测定并计算得出，其中TA=(VpH 4.3+ VpH 5.7)×N×5000/V，PA=VpH 5.7×N×5000/V，IA=VpH 4.3×N×5000/V，N和V分别为酸浓度和样品量[20-21]。

日产气量采用针筒测量体积，并换算成标准状况下；气体中CH4和CO2体积分数采用岛津GC 2014型高效气相色谱测定，该仪器配有TCD检测器和Porapak Q色谱柱，Ar作为载气，进样口、柱箱和检测器温度分别为50℃，100℃和120℃，测样时间7 min[22-23]。

1.4 动力学分析

为更好的了解各实验组的产气情况，所以对相关参数进行动力学分析。已有研究证明，修正的Gompertz方程、Logistic方程和Transference方程对于厌氧发酵过程的动力拟合效果较好[1, 24](见表2)。R2代表各实验组累计产气率曲线与Gompertz方程、Logistic方程和Transference方程的拟合程度。

表2 动力学函数及其方程

1.5 数据处理

采用Origin 9.0软件进行绘图及数据拟合。

式中：P为t时刻的产气率， mL·g-1VS；P0为最大产气潜能， mL·g-1VS；Rm为最大产气速率，mL·g-1VS·d-1； λ为迟滞期，d； e为常数，取值2.713。

2 结果与讨论

2.1 温度和青贮对混合系统厌氧发酵过程参数的影响

混合发酵系统运行过程中pH值，TAN，COD和IA/PA变化如图2～图10。由图2和图3可见，对于鲜草和餐厨垃圾混合发酵系统，运行期间系统pH值分别为7.04～8.17(中温)和7.02～8.49(高温)；对于青贮样品和餐厨垃圾混合发酵系统，运行期间系统pH值分别为6.84～8.02(中温)和7.08～8.42(高温)。发酵系统的适宜pH值为6.8～7.2，从本研究的pH值可见系统运行稳定[25]。混合发酵系统在运行3 d后高温系统pH值均高于中温系统，这可能是由于：1)发酵促进了氨氮等碱性物质生成和释放，导致高温发酵系统pH值提高； 2)青贮后产生大量乳酸菌，其最适生长温度为37℃，所以中温条件下更利于乳酸菌产酸，导致系统pH值降低[26-27]。

图2 温度对鲜草+餐厨垃圾混合厌氧发酵过程pH值的影响

图3 温度对青贮草+餐厨垃圾混合厌氧发酵过程pH值的影响

氨氮主要是由蛋白质、氨基酸及其他含氮有机物降解产生，是厌氧发酵主要抑制物之一[28-29]。许之扬[30]等研究表明氨氮对餐厨垃圾厌氧消化过程的半抑制浓度为7860 mg·L-1。对于本文中的不同发酵系统(见图4和图5)，运行过程中TAN浓度低于1000 mg·L-1，该值低于文献报道的氨氮抑制阈值，故混合发酵系统运行过程中未产生氨氮抑制。各实验组COD含量随着底物的分解和利用呈现出先升高后降低的趋势。温度升高和青贮处理后发酵液COD浓度分别提高了460 mg·L-1和320 mg·L-1(见图6和图7)。

图4 温度对鲜草+餐厨垃圾混合厌氧发酵过程TAN值的影响

图5 温度对青贮草+餐厨垃圾混合厌氧发酵过程TAN值的影响

图6 温度对鲜草+餐厨垃圾混合厌氧发酵过程COD值的影响

图7 温度对青贮草+餐厨垃圾混合厌氧发酵过程COD值的影响

IA代表挥发酸碱度，PA代表碳酸氢盐碱度，当IA/PA值低于1时，代表发酵系统处于稳定状态。对于不同发酵系统，IA/PA值具有相同的趋势(见图8和图9)。IA/PA值首先随着运行时间延长而升高，并在第3～6 天达到最高值，之后逐渐降低，并在第7 天稳定在0.25～1.0。IA/PA值的变化与系统运行阶段有关，在发酵前期主要是发酵产酸阶段，挥发性有机酸(VFAs)的浓度增加，所以IA值增加，导致IA/PA值升高；随着运行时间延长，产乙酸菌和产甲烷菌协同作用将产生VFAs转化为甲烷，VFAs浓度逐渐降低，故IA值降低，IA/PA值降低。本研究中青贮和温度对系统IA/PA值无显著影响。

图8 温度对鲜草+餐厨垃圾混合厌氧发酵过程IA/PA值的影响

图9 温度对青贮草+餐厨垃圾混合厌氧发酵过程IA/PA值的影响

2.2 温度和青贮对混合系统厌氧发酵性能的影响

如图10和图11，对于混合发酵系统，中温和高温下的日产气量变化较大。混合发酵系统在高温条件下运行时，日产气量随着运行时间延长先增加，并在第4 天达到最高值(109.75～109.92 mL·g-1VS)，之后日产气量逐渐降低；而当混合发酵系统在中温条件下运行时，日产气量前7 d变化幅度较小，随着底物的不断分解，发酵第14天获得最高日产气量。同时发酵温度也影响了气体中甲烷含量，高温系统的最高甲烷量为66.73%～68.80%，而中温系统最高甲烷含量为53.44%～65.20%，可见温度对系统运行性能影响较大。相对而言，青贮处理对日产气量无显著影响。如表3中所示，中温条件下，杂交狼尾草青贮后，原料产气率由鲜草组的217.03±38.38 mL·g-1TS提高至422.15±44.66 mL·g-1TS，提高了94.51%，与盛凯[11]等实验结果相同，说明青贮处理对产气量有一定的促进的作用；高温条件下，青贮组原料产气率低于鲜草组，原因可能是青贮后高温条件条件下，杂交狼尾草青贮后，原料产气率由鲜草组的217.03±38.38 mL·g-1TS提高至422.15±44.66 mL·g-1TS，提高了94.51%，同盛凯[11]等实验结果相同，说明青贮处理对产气量有一定的促进的作用；高温条件下，青贮组原料产气率低于鲜草组，原因可能是青贮后高温条件影响了产甲烷菌等相关菌群的活性。对于鲜草和餐厨垃圾混合发酵系统，高温时原料产气率由217.03±38.38 mL·g-1TS增加到379.47±94.66 mL·g-1TS，提高了74.85%，郭香麟[31]等餐厨垃圾与秸秆混合厌氧消化过程中同样得出，高温可以提升物料产甲烷能力；对于青贮草和餐厨垃圾混合发酵系统，中温时原料产气率更高，其值为422.15±44.66 mL·g-1TS，温度升高后降低了21.57%。综上所述，鲜草和餐厨垃圾混合发酵系统在高温条件下具有更好的产气性能，而青贮草和餐厨垃圾混合发酵系统在中温条件下产气性能更优。

图10 温度对鲜草+餐厨垃圾混合厌氧发酵过程日产气率的影响

图11 温度对青贮草+餐厨垃圾混合厌氧发酵过程日产气率的影响

表3 温度和青贮对产气率的影响

2.3 不同条件下混合系统厌氧发酵动力学特性分析

修正的Gompertz方程，Logistic方程和Transference方程能较好地预测厌氧发酵产气特性[32]。原料产气率曲线的拟合结果和模型参数分别如图12～14和表4所示。由R2值可以判定，各实验组累计产甲烷量与修正的Gompertz模型拟合程度最高，可准确反映厌氧发酵过程中的延滞期和累积产气率的变化，与Ripley L E[33-34]等得出的结论相同。Transference函数的拟合性较差，尤其是高温组青贮草与餐厨垃圾混合发酵系统，这与LI Lianhua[1]和 Donoso-bravo A[35]的研究结果不同，这可能是由于发酵原料和运行温度的差异造成的。根据修正的Gompertz模型拟合情况，鲜草与餐厨垃圾混合厌氧发酵系统延滞期为0.17～0.89 d，杂交狼尾草经青贮处理后，中高温条件下延滞期(0.94～1.44 d)都有所增加，可能是青贮过程中产生的大量乳酸菌需要更长的时间适应发酵环境。温度升高后，鲜草组和青贮组延滞期分别缩短了0.77 d和0.55 d，可见温度升高可提高系统内生化反应速率。由P0值和Rm值可知，其中鲜草与餐厨垃圾在高温条件下混合厌氧发酵时具有最大的产气潜能和产气率，其值分别为364.25±2.46 mL·g-1VS和109.85±5.29 mL·g-1VS·d-1，青贮草与餐厨垃圾混合发酵系统在中温条件下获得最大产气潜能为363.47±10.65 mL·g-1VS。