近年來，餐廚垃圾的產量急劇增加，據統計，中國每年產生的餐廚垃圾超過6000×104 t。在餐廚垃圾的處理過程中會產生大量的餐廚廢水，而餐廚廢水的無害化和資源化處理受到廣泛關注。厭氧消化技術可以將餐廚廢水中的有機質轉化為沼氣，實現能源的回收與利用。然而，厭氧消化產生的沼氣中含有40%~60%的不可燃氣體CO2，降低了沼氣的熱值。有研究表明，提純后的沼氣(CH4>90%)可用作車輛燃料或作為天然氣替代能源。目前，沼氣提純方法可以分為物理法、化學法和生物法等。沼氣生物提純作為一種新型處理技術越來越受到重視，該技術利用嗜氫產甲烷菌的新陳代謝作用將CO2和H2轉化為CH4，而不是將CO2從體系中分離或吸收，可減少CO2排放，故具有低能耗、無二次污染等特點。
根據供氫方式的不同，沼氣生物提純技術可分為原位提純和異位提純。原位沼氣提純中H2直接注入厭氧消化體系中，在微生物作用下H2和CO2轉化為CH4，裝置簡單易操作，但氫分壓的增加及混合剪切力的增強可能會降低產甲烷菌的性能，導致有機酸積累，降低反應效率。異位生物提純中厭氧消化和沼氣提純在2個獨立體系內進行，厭氧消化產生的沼氣通入提純體系內，嗜氫產甲烷菌在H2的作用下提純沼氣，具有較高穩定性和靈活性。然而，H2的氣液傳質效率成為沼氣提純的主要限制因素。如何提高H2的溶解度是解決低H2傳質速率的關鍵。納米零價鐵(nanozero-valentiron，nZVI)在厭氧條件下可以與水反應生成H2(式(1))，該過程中H2從容器底部析出，可以加大氣液接觸面積。DONG等的研究表明，nZVI溶解產生H2可以提高CO2的甲烷化。此外，氣體傳遞系數的提高可以提升H2氣-液傳質速率(式(2))。有研究表明，氣體循環可有效增加氣體傳遞系數，提高H2利用率和CH4含量。KARIM等利用氣體循環提高了牛糞厭氧體系中CH4的產量。ZHAO等在氣體循環條件下對污泥進行半連續厭氧消化處理，與無氣體循環相比，CH4含量提高了14%~15%。但關于nZVI供氫的異位生物提純與氣體循環相結合的研究報道還較少。
式中：Rt表示H2傳質速率，mol·(L·h)-1；kLa表示線性氣體傳遞系數，h-1；H2gTh表示氣相中H2濃度，mol·L-1；H2l表示液相中H2濃度，mol·L-1。
本研究通過厭氧消化處理餐廚廢水，采用異位生物提純方法提高CH4含量。在實驗過程中，利用nZVI在厭氧體系下析氫為沼氣提純體系提供H2，同時設計單向式、往復式、循環式3種氣體循環方式，分析了不同氣體循環方式下沼氣異位生物提純效果，以期獲得最佳的運行方式。
1、材料與方法
1.1 實驗材料
厭氧消化的底物為餐廚廢水，取自無錫市某餐廚垃圾處理廠。厭氧顆粒污泥取自無錫市某食品廠的厭氧消化池。原始的餐廚廢水和接種污泥的性質如表1所示。nZVI(直徑50nm，純度99.9%)購自寧波金雷納米材料科技有限公司。
1.2 實驗裝置
本研究設置了單向式、往復式和循環式3種實驗。每種方式均采用異位生物提純法，由厭氧消化體系(圖1，A1、A2、A3)和沼氣提純體系(圖1，U1、U2、U3)2個體系構成。其中，前一體系用于餐廚廢水厭氧消化處理，產生沼氣；后一體系用于沼氣生物提純，nZVI提供H2。在前期研究基礎上，將收集的餐廚廢水經離心去除固體物質后稀釋10倍使用，厭氧消化體系中底物和接種物按COD底物:VS接種物(質量比)為1.2∶1在500mL血清瓶內接種。將nZVI和厭氧顆粒污泥投加到沼氣生物提純體系中，根據文獻報道和前期實驗，選擇nZVI的質量濃度為6g·L-1，該體系不添加其他底物，實驗設計參數如表2所示。實驗前向所有反應瓶內通5min氮氣以維持厭氧環境，采用2mol·L-1 NaOH或HCl將厭氧-沼氣提純反應瓶內初始pH調至7.00，在(36±1)℃下反應，反應過程中對厭氧消化體系采用間歇式攪拌，間隔時間為2h，攪拌轉速為60r·min-1。實驗的前3d為厭氧消化產沼氣，從第4天開始啟動沼氣循環操作，每天循環2次，每次循環持續1h，具體操作方式如下文所述。
實驗S1為單向式。在A1內進行餐廚廢水厭氧消化處理，產生的沼氣(含CO2)通入U1體系，在U1內利用nZVI供氫實現沼氣生物提純。
實驗S2為往復式。在最初3d內，打開閥門1和2，關閉閥門3，在集氣袋1內收集A2產生的沼氣(含CO2)以及U2中nZVI產生的H2。第4天啟動氣體循環，做氣體循環處理時，關閉閥門1，打開閥門2和3，以往復方式循環集氣袋1中收集的氣體。往復循環時先將U2反應瓶內混合物搖勻，再將U2反應瓶傾斜，使閥門2連接的氣管進入到U2反應瓶液面以下(圖1-U2中虛線氣管)，集氣袋1內氣體全部通入U2，經微生物利用后進入集氣袋2。然后將閥門3連接的氣管進入到U2反應瓶液面以下(圖1-U2中虛線氣管)，集氣袋2內氣體全部通入U2，經微生物利用后進入氣袋1。重復上述操作持續1h，每天2次。不做氣體循環處理時，打開閥門1和2，關閉閥門3，在集氣袋1內收集A2和U2產生的氣體。
實驗S3為循環式。在最初的3d內，關閉閥門1和2，U3中nZVI產生的H2先進入A3體系，經微生物利用后與A3中產生的沼氣混合進入集氣袋。第4天啟動氣體循環，打開閥門1和2，將集氣袋內的氣體依次通入U3、A3，形成U3-A3-集氣袋-U3閉環沼氣循環，重復上述操作持續1h，每天2次。
1.3 分析方法
TS、VS、MLSS、MLVSS、COD測定根據《國家水和廢水監測分析方法》。pH采用pH計測定，ORP采用氧化還原電位儀測定，富氫值(HE)采用富氫電極測定，C、N、H采用元素分析儀測定。VFAs濃度采用氣相色譜儀(日本島津GC-2010PLUS)測定，以高純氮為載氣，檢測器采用氫火焰離子化檢測器(FID)，溫度設置為250℃；分析柱為peg-20m色譜柱，柱溫設置為70℃；進樣口溫度為250℃。氣體(H2、CH4和CO2)采用氣相色譜儀(GC-2014，日本島津公司)測定，熱導檢測器(TCD)及TDX-1色譜柱，柱溫，進樣口溫度和檢測器溫度分別為100、180和180℃，載氣為氬氣。根據GOEL等方法測定蛋白酶和脫氫酶的活性，按照DU等方法測定乙酸激酶活性，通過分光光度法測定輔酶F420活性。
1.4 微生物群落分析
各反應體系結束后采集污泥樣品，使用PowerSoil試劑盒從樣品中提取DNA，再進行聚合酶鏈反應(PCR)擴增。細菌的引物為341F(5′-CCTACGGGGNGGCWGCAG-3′)和805R(5′-GACTAChVGGTATCTACC-3′)。古菌第1輪引物為340F(5′-CCCTayGGGYGCASCAG-3′)和1000R(5′-GGCCATGCACYWCYTCTC-3′)，第二輪引物為349F(5′-GYGCASCAGKCGMGAAW-3′)和806R(5′-GGACTACVSGGGTATCTAAT-3′)，測序平臺為IlluminaMiSeq。
2、結果與討論
2.1 不同氣體循環方式對氣體含量變化的影響
如圖2(a)所示，前3d沒有啟動氣體循環，S1、S2、S3的CH4含量均呈現上升的趨勢。啟動循環后，與S1相比，S2和S3的CH4含量在4~10d內迅速增加。S1、S2、S3的CH4含量在第10天分別達到76.46%、87.15%、92.63%，在提純過程中的最大CH4含量分別為81.69%、88.12%、93.87%。有研究表明，未經提純的沼氣中CH4含量約為60%。本實驗中經異位生物提純后CH4含量顯著提高(P<0.05)，與單向式相比，往復式和循環式氣體循環后CH4含量分別提高了6.43%和12.18%。
由圖2(b)可以看出，由于nZVI腐蝕析氫和沼氣的產生，S1、S2和S3的H2含量在第3天達到最大值，即13.46%、16.70%、14.00%，且S1和S3中的H2含量顯著低于S2(P<0.05)。這主要是因為：S1和S3體系首先啟動了異位生物提純，H2的產生與消耗同時進行；而S2產生的H2在前3d內直接進入集氣袋內不參與沼氣提純。在啟動氣體循環后，H2被反復注入體系并被微生物利用，在反應結束時幾乎檢測不到H2，CH4含量也隨著H2循環次數的增加而提高。此外，H2的再循環也為厭氧消化體系提供更多的底物，促進了有機物的水解，生物提純體系中nZVI與水產生H2的同時還生成Fe2+，Fe2+可以與S2-結合，減少氣體循環過程中H2S的累積，從而避免H2S對產甲烷菌的抑制。
圖2(c)為CO2含量的變化情況。與H2變化相似，不同的是啟動氣體循環后，CO2的降解速率高于H2。這主要是由于CO2在水中有較高的溶解性。含有H2和CO2的氣體循環可增加H2和CO2的溶解，并提高厭氧消化體系內氣-液-固相的接觸時間，這有利于CH4的產生。LATHA等的研究表明，由于CO2的酸化性，間歇式氣體循環可以促進酸堿平衡。在本實驗中，nZVI在水中的溶解會產生OH-，提高系統的pH，這對產甲烷微生物產生不利影響，但CO2再循環可以維持體系pH穩定。
圖3為累積沼氣和CH4產量情況。結果表明，S1、S2、S3反應14d后的累積沼氣(CH4)產量分別為70.57(57.65)、96.60(85.12)、167.44(157.18)mL·g-1。與S1和S2相比，S3體系內沼氣和甲烷產量均顯著提高(P<0.05)。這與ZHAO等的研究結果一致。
據報道，氣體循環可以提高厭氧消化體系內產甲烷菌對底物的利用率。由于S3中的氣體在厭氧消化和沼氣提純2個體系中進行循環，兩體系的微生物可以將H2和CO2轉化為CH4，從而提高S3中的甲烷產量。而S1未進行氣體循環，S2的氣體僅在沼氣提純體系中進行循環，因此，相對于S3，S1、S2的H2和CO2利用率更低。
2.2 COD和VFAs的變化情況
沼氣/CH4產量與厭氧反應體系中COD和VFAs的降解相關。如圖4(a)所示，A1、A2和A3的COD值分別從第4天的2856、1776、2032mg·L-1下降到第14天的140、125、115mg·L-1，A2和A3的COD降解速率高于A1。這一結果表明，氣體循環有利于促進餐廚廢水中有機物的降解。WEI等認為，外源H2不僅可以將CO2轉化為CH4，還可以促進有機物降解。氣體循環可以提高有機物的產CH4率，這也是S2和S3體系中CH4產量增加的原因之一。
由圖4(b)可以看出，A1、A2、A3的最大VFAs質量濃度(第2天)分別為3.78、3.70、3.99g·L-1，此后VFAs逐漸下降直到反應結束。3個厭氧消化體系均未出現酸化現象，但VFAs的降解率是否與有氣體循環有關。在第4天開始對S2和S3啟動氣體循環后，A2和A3中VFAs的降解速率明顯高于A1(P<0.05)。A2和A3系統中的VFAs分別在第6天和第7天完全降解，而A1系統VFAs降解至0的時間(第10天)相對滯后。由此可知，氣體循環可提高厭氧微生物的降解性能。
2.3 pH、ORP、HE的變化情況
由圖5(a)可看出，A1、A2、A3中的pH在厭氧消化開始時由7.00迅速下降到6.75、6.79、6.76，然后上升直至反應結束。這是由于厭氧消化過程中快速水解和酸化導致VFAs積累，隨著VFAs的消耗，pH逐漸升高。整個過程中A1、A2、A3的最高pH分別為7.46、7.39、7.35。與A1相比，由于氣體循環，A2和A3在穩定階段更容易維持中性pH。這種現象在沼氣提純體系中較明顯。在U2和U3中由于nZVI溶于水產生OH-，pH在前3d逐漸升高(圖5(b))，這對產甲烷菌活性和nZVI釋氫均有不利影響。啟動氣體循環后，pH逐漸恢復到產甲烷菌的最適范圍(6.5~7.5)。LI等認為，通過氣體循環將CO2多次溶解到沼氣提純液相中，可中和nZVI產生的OH-以維持體系pH穩定，為產甲烷菌提供最佳環境。在U1體系中，從第1天開始，pH沒有顯著提高(P>0.05)。這是由于沼氣異位生物提純過程中來自A1的CO2不斷進入U1，因而中和U1中nZVI產生的OH-。
ORP可以反映厭氧消化過程中細胞代謝活動的氧化還原平衡和電子轉移。nZVI作為一種還原劑，可以保持厭氧系統中較低的ORP。產甲烷菌中的多種酶能適應較低的ORP環境，防止酶被氧化而失去活性。由圖5(c)和(d)可以看出，含有nZVI的沼氣提純體系ORP顯著低于厭氧消化體系(P<0.05)。XU等的研究表明，體系ORP的降低是nZVI提高CH4產量的重要因素。此外，U2和U3系統的ORP低于U1，這可能也是S2和S3沼氣產量增加的原因之一。
富氫值(HE)表示液相中的氫含量(圖5(e，f))。與厭氧消化體系相比，沼氣提純體系內HE由0.15~2.18mg·L-1(A1、A2、A3)增加到0.89~5.58mg·L-1 (U1、U2、U3)。這表明厭氧條件下nZVI的析氫將大幅度增加液相內的H2含量，HE的增加可以提高H2的傳質效率，促進厭氧微生物將更多的H2和CO2轉化為CH4。此外，氣體循環促進了更多H2和CO2在液相中的溶解，因而加速了微生物對H2和CO2的利用。
2.4 酶活的變化情況
表3為反應結束后各體系酶活情況。A1、A2、A3中，堿性蛋白酶活性分別為17.67、62.66、67.48nmol·(min·g)-1(以VS計)，乙酸激酶活性分別為74.91、79.07、91.55nmol·(min·g)-1，較初始污泥均有所提高。A1、A2、A3、U1、U2、U3中，脫氫酶的活性分別為10.40、15.16、29.29、30.34、31.23、31.10μg·(min·g)-1，較初始污泥顯著提高(P<0.05)，且沼氣提純體系比厭氧發酵體系高。這是因為nZVI可以提供較低的ORP條件(圖5(d))，脫氫酶在該條件下能保持較高活性，有利于微生物高效利用H2和CO2，從而提高甲烷產率。輔酶F420是一種產甲烷菌酶，主要參與CH4的生成過程。U1、U2、U3中輔酶F420活性較原始污泥分別提高了84.85%、124.24%，127.73%，說明氣體循環提高了輔酶F420的活性，尤其是生物提純體系。nZVI溶解產生的Fe2+也可以提高沼氣提純體系內相關酶的活性，這對提高有機物的產CH4率具有促進作用。
2.5 微生物群落變化分析
圖6(a)為反應結束后各體系中細菌群落在門水平上的變化。初始污泥中豐度最大的是Chloroflexi(14.36%)，其次是Actinobacteria(8.53%)。經過厭氧消化和沼氣提純后，微生物結構發生了較大變化。樣品中的優勢菌主要由Chloroflexi、Firmicutes、Proteobacteria、Bacteroidetes、Actinobacteria組成。在厭氧消化體系內(A1、A2、A3)，Chloroflexi較初始污泥增加了5%~10%，Chloroflexi是厭氧消化的常見菌群，對餐廚廢水中的多糖和單糖均具有降解能力，并能夠產生乙酸為產甲烷菌提供底物。LI等的研究表明，Chloroflexi參與水解發酵過程，有利于促進厭氧消化的進程。Firmicutes提高了10.5%~14.4%，Firmicutes可以分泌多種胞外酶降解大分子底物，如蛋白質和脂類。因此，Firmicutes相對豐度的提高加速了難降解有機物的降解，為產甲烷菌提供營養。Proteobacteria增加了2%左右，Proteobacteria的類型比較復雜，其含有的多種類型細菌不僅能利用葡萄糖、丙酸和丁酸等小分子化合物，而且會在酸化過程中產生乙酸為產甲烷菌提供底物。Bacteroidetes和Actinobacteria的相對豐度增加，Bacteroidetes和Actinobacteria是厭氧消化過程主要的產酸菌，對復雜的碳水化合物具有降解作用，其相對豐度的增加也會導致VFAs濃度的提高。這與圖4(b)的結果一致。沼氣提純體系內(U1、U2、U3)由于沒有餐廚廢水作為底物，參與水解發酵過程的微生物沒有顯著變化，但與U1相比，U2和U3的5種優勢菌相對豐度均有所增加。這說明氣體循環可以提供H2和CO2，改善微生物群落結構。
圖6(b)為反應結束后各體系污泥中古菌群落在屬水平上的變化。優勢菌是Methanothrix、Methanobacterium、Methanolinea、Methanomethylovorans。其中，Methanothrix屬于乙酸型產甲烷菌，Methanobacterium和Methanolinea屬于氫營養型產甲烷菌，Methanomethylovorans屬于甲基型產甲烷菌。與原始接種污泥相比，Methanothrix在厭氧消化體系內變化不大，但在沼氣提純體系降低了2%~6%，Methanomethylovorans在兩體系內均有不同程度降低。然而，與初始污泥相比，Methanobacterium和Methanolinea由初始污泥的28%提高到38%~51%。此外，與厭氧消化體系(A1、A2、A3)相比，沼氣提純體系內(U1、U2、U3) Methanobacterium和Methanolinea的相對豐度較大。這表明nZVI供氫的沼氣生物提純能促進微生物向氫營養型產甲烷菌演替。LI等認為，Methanobacterium可以利用H2和CO2轉化為CH4。而與U1相比，U2和U3中2種氫營養型產甲烷菌的相對豐度值最高。這表明氣體循環可以促進氫營養型產甲烷菌的富集，從而加快H2和CO2向CH4的轉化。
3、結論
1)對餐廚廢水厭氧消化產生的沼氣進行基于nZVI供氫的異位生物提純，能有效提高CH4含量和產量。
2)單向式、往復式、循環式3種氣體循環方式的最終CH4含量分別為81.69%、88.12%、93.87%，CH4產量分別為57.65、85.12、157.18mL·g-1，其中循環式為最佳方式。
3)nZVI可降低沼氣提純體系內ORP；nZVI供氫與氣體循環相結合，可以提高H2的氣-液傳質效率；CO2再循環有利于維持體系酸堿平衡，優化厭氧消化環境，在異位提純基礎上提高CH4含量和產量。
4)nZVI供氫的異位生物提純和氣體循環提高了脫氫酶和輔酶F420的相對活性，促進了微生物向氫營養型產甲烷菌的演替。其中，Methanobacterium和Methanolinea由初始污泥的28%提高到38%~51%。(來源：江南大學環境與土木工程學院，江蘇晨潔再生資源科技有限公司)
