生物炭孔隙结构对市政污泥好氧发酵过程中甲烷释放的影响*

周 倩，胡湛波**，郑榆凯，林泽帅，刘果莹

(1.广西大学资源环境与材料学院，广西南宁 530004；2.华南理工大学环境与能源学院，广东广州 510006)

好氧发酵技术可实现市政污泥无害化、减量化和稳定化，是极具发展潜力的市政污泥处理技术[1]。但发酵过程中高温、高含水率以及氧气分布不均匀的特性会导致甲烷(CH4)释放[2]，而CH4是一种典型的温室气体，其温室效应是二氧化碳(CO2)的25倍[3,4]。对此，研究人员积极探索减少市政污泥好氧发酵CH4释放的措施，如通过调节物料性质、改变曝气或添加调理剂等方式[5-9]。

本研究在市政污泥好氧发酵过程中添加不同孔隙结构的生物炭，探讨不同孔隙结构对堆体环境及CH4释放的影响，进一步分析各孔隙结构影响甲烷菌和甲烷氧化菌代谢活动的途径，并通过研究生物炭孔隙结构与CH4释放规律、环境因子及微生物之间的相关性，以期阐明生物炭孔隙结构对市政污泥好氧发酵过程中CH4释放的影响，为利用生物炭减少市政污泥好氧发酵的CH4释放提供理论参考。

1 材料与方法

1.1 材料

1.1.1 好氧发酵材料

污泥(SW)采集自广西南宁市明阳工业园区污水处理厂，稻壳购置于河南省竹马儿电子商贸有限公司，EM菌剂购自河南益加益生物工程有限公司。榉木生物炭(WB)由奥地利博林泰森公司(Polytechnik Luft- und Feuerungstechnik GmbH)提供，稻壳生物炭(RB)和玉米芯生物炭(CB)分别从陕西森亚泰家庭园艺专营店和河南立泽环保科技有限公司购置。各原材料基本特性如表1所示。

表1 好氧发酵原材料的理化性质

1.1.2 市政污泥好氧发酵反应器

本实验所用反应器主体为容积220 L的不锈钢桶(φ 600 mm×800 mm)，外部包裹50 mm厚的保温棉，在桶壁底部开设一个小孔用于连接曝气管，在距离曝气管高度100 mm处搭建一块亚克力板曝气盘(φ 580 mm×10 mm)。反应器侧面设有3个取样口用于采集固体样品。在反应器顶部中心设有一小孔并连接直径为20 mm的塑料管，用于排气和测温。好氧发酵反应器如图1所示。

图1 好氧发酵反应器示意图

1.2 方法

1.2.1 实验设计与样品采集

(1)市政污泥好氧发酵实验。

将40 kg污泥、10 kg稻壳和0.01% EM菌剂混合均匀作为对照组(CK)，实验组在CK的基础上再分别添加5 kg的榉木生物炭、稻壳生物炭和玉米芯生物炭。混合均匀的物料在反应器进行44 d的好氧发酵，于第7天、14天、24天、34天进行翻堆。通过气体流量计将曝气量控制在0.1 m3/(min·m3)。

(2)样品采集与处理。

1.2.2 样品分析方法

(1)生物炭表征。

生物炭的微观孔隙形貌采用扫描电子显微镜(日立S3400N，日本)表征。生物炭的孔径、比表面积及孔容使用全自动比表面积分析仪(麦克ASAP 2460，美国)进行测定，通过密度泛函理论分析孔径分布。本研究以生物炭孔径代表生物炭孔隙结构。根据国际纯粹与应用化学联合会(IUPAC)孔径分类标准，多孔材料按孔径大小可以划分为微孔(<2.00 nm)、中孔(2.00-50.00 nm)和大孔(>50.00 nm)。

(2)气体及理化性质测定。

(3)产甲烷潜势和甲烷氧化潜势的测定。

参考Ma等[21]的方法，并结合顶空气相色谱(HS-GC)技术进行设计，HS-GC系统由顶空进样器(安捷伦7697A，美国)和气相色谱仪(安捷伦8890，美国)组成。顶空进样器的参数设置如下：加热炉温度设为80℃，传输线和平衡回路分别设为40℃和100℃，连续注射时间为0.6 min，样品填充压力为15 psi，保持时间为0.25 min。气相色谱仪参数设置同1.2.2节(2)点内容。

MPP实验步骤如下：称取2 g鲜样于20 mL顶空瓶，在氮气操作箱中排除空气，5 min之后封盖，再移至25℃恒温培养箱中培养250 h，最后通过HS-GC测定瓶中CH4的浓度。MOP实验步骤如下：称取0.5 g鲜样于20 mL顶空瓶中并封盖，再将1 mL浓度为50%的CH4标准气注射至顶空瓶内，随后于25℃恒温培养箱中培养100 h，使用HS-GC测定CH4的减少量。

(4)微生物群落测序。

选择污泥和第3天、23天、44天的样品测定微生物群落，分别代表空白对照、高温期、降温期和腐熟期的微生物群落。采用引物515F (5′-GTGYCAGCC-

GGTAA-3′)和806R(5′-GGACTACNVGGGTWTCTAAT-3′)扩增16S rRNA基因的V4区[22]。PCR反应程序设置如下：首先95℃预变性3 min，然后95℃变性30 s，退火30 s，72℃延伸45 s，再72℃延伸10 min。应用IlluminaMiseq平台进行高通量测序，该工作委托上海美吉生物医药科技有限公司完成。

1.2.3 数据分析

本文使用SPSS 25.0软件处理和分析实验数据。所有图像均采用Origin 9.0绘制。采用Spearman方法进行相关分析，使用CANOCO 5.0的冗余分析(Redundancy Analysis，RDA)建立CH4释放与其他指标之间的关系。

2 结果与分析

2.1 生物炭孔隙结构

WB的孔径最小、比表面积最大；CB孔径最大、比表面积最小；而RB则介于两者之间，且与WB更为相似(表1)。WB和RB在0.00-2.00 nm出现明显的微孔峰值，且微孔结构分别占各自总孔隙结构的87.84%和73.72%，表明WB和RB的孔隙结构以微孔结构为主。CB则在93.13-233.91 nm显示出明显的大孔峰值且大孔结构占89.94%，表明玉米芯生物炭以大孔结构为主(图2)。

图2 基于密度泛函理论的生物炭孔径分布

生物炭表面形貌如图3所示，WB的骨架清晰且厚实、孔道流畅，内壁光滑无小孔，孔隙分布均匀。RB的骨架较为清晰，但厚度较薄，整体形似圆形管道堆叠，在各通道连接处形成直径更小的孔隙。CB呈蜂窝状结构，各孔紧密地连接，孔道内壁遍布不连通的小孔。

图3 生物炭表面形貌SEM图(1 500×)

2.2 生物炭孔隙结构对市政污泥好氧发酵堆体环境的影响

图4 好氧发酵过程中温度和pH (c)的变化

2.3 生物炭孔隙结构对CH4释放规律、MPP、MOP的影响

图5(a)和图5(b)显示了各组CH4释放的规律。CK、WB、RB和CB的CH4释放速率最大值分别为21.58 mg/(kg·d)、9.58 mg/(kg·d)、12.93 mg/(kg·d)和15.64 mg/(kg·d)。进入腐熟期后，CH4释放速率逐渐减少并趋于稳定。当发酵结束时，CK、WB、RB和CB的CH4累计释放量分别为5 296.89 mg、3 080.99 mg、3 517.51 mg和4 862.76 mg。与CK相比，WB、RB和CB分别减少41.83%、33.59%和8.20%，其中WB和RB的CH4减排效果最佳。

MPP和MOP的动态变化如图5(c)和图5(d)所示。初始样品的MPP远高于其他发酵时期，这与CH4释放速率的变化趋势相对应。在发酵7 d后，各组的MPP逐步趋于稳定且潜势较弱；MOP在发酵前期较弱，而在11 d后，各组均有所增强。

图5 好氧发酵过程中甲烷释放(a,b)、产甲烷潜势(c)和氧化潜势(d)的变化

2.4 生物炭孔隙结构对市政污泥好氧发酵中甲烷菌和甲烷氧化菌群落的影响

从图6(a)可以看出，SW主要包含的甲烷菌为甲烷杆菌属(Methanobacterium)、甲烷短杆菌属(Methanobrevibacter)和甲烷鬃毛菌属(Methanosaeta)。WB和RB均出现嗜热自养甲烷杆菌属(Methanothermobacter)，Methanothermobacter在WB具有较高的丰度(45.45%)，在RB的丰度相对较低(9.09%)，而在CK和CB中未检测到Methanothermobacter。与WB和RB相比，CB在高温期和腐熟期的甲烷菌种类更丰富。

发酵过程中甲烷氧化菌的群落演替见图6(b)。SW的甲烷氧化菌种类丰富，但随着反应的进行，所有发酵组的甲烷氧化菌种类逐渐减少。高温期时，Unclassified_f_Methylococcaceae为各组的优势菌群，甲基热菌属(Methylocaldum)和甲基杆菌-甲基罗布氏菌属(Methylobacterium-Methylorubrum)也有较高的相对丰度。在降温期和腐熟期，各组的优势菌群更替为Norank_f_Methylococcaceae，且相对丰度均达到90%以上，与高温期样品相比甲烷氧化菌种类更单一。综上可知，所有发酵组甲烷氧化菌的演替规律趋同，不同生物炭孔隙结构对甲烷氧化菌的演替及其物种组成的影响相似。

图6 属水平上甲烷菌和甲烷氧化菌的群落演替

2.5 生物炭孔隙结构与CH4释放及其影响因素的相关性分析

图7 群落组成与环境变量的冗余分析

3 讨论

本研究结果表明，在市政污泥好氧发酵过程中添加生物炭可减少CH4释放，这是因为生物炭的孔隙结构具有良好的氧气传输能力，可以减少堆体局部厌氧环境的产生。此外，实验组CH4释放规律的差异可能与不同孔隙结构有关。生物炭的微孔结构对小分子物质(气体、液体小分子等)具有较强的吸附性能[23]，故推测以微孔结构为主的榉木生物炭和稻壳生物炭可以吸附更多CH4，降低CH4释放速率并减少CH4累积释放量。

发酵过程中各组甲烷菌群落呈不同的演替规律。Methanothermobacter因其适应性强而成为优势菌群，Methanothermobacter的最适生长温度为55-65℃[25]，其对高温环境的适应性高于堆体中的其他甲烷菌属，且温度越高，Methanothermobacter的相对丰度越大，这可能是由于WB和RB的高发酵温度抑制了大部分甲烷菌的生长，说明生物炭微孔结构可通过提高发酵温度的方式影响甲烷菌的演替。生物炭孔隙能为微生物提供生存和繁衍的场所[26]。本研究发现，CB的甲烷菌种类更丰富，说明玉米芯生物炭的大孔结构不仅可以成为甲烷菌的理想栖息地，而且也能容纳更多数量的甲烷菌，进而导致CB的CH4释放量大于WB和RB。

4 结论

本研究通过添加不同孔隙结构的生物炭对市政污泥进行好氧发酵实验，结果表明，WB、RB和CB的CH4释放量与CK相比明显减少；WB和RB能减少高温期和腐熟期的甲烷菌种类；生物炭孔径与CH4释放速率呈正相关关系。本研究结果表明，以微孔结构为主的WB和RB能够有效抑制好氧发酵过程中甲烷菌的活性，CH4减排效果较佳。研究结果对使用生物炭调理剂减少市政污泥好氧发酵过程中CH4释放具有一定的参考价值。

致谢

感谢奥地利博林泰森公司(Polytechnik Luft- und Feuerungstechnik GmbH)提供的帮助！