厭氧消化沼渣的生物電化學深度穩定化及能源回收

蔡夢宇,楊彩云,吳 昊,?,李楊虹淼,韓 瑩,張穎超

(1.燕山大學 環境與化學工程學院,河北 秦皇島 066004;2.燕山大學 河北省水體重金屬深度修復與資源利用重點實驗室,河北 秦皇島 066004)

0 引言

厭氧消化是廚余垃圾資源化處理的主流方式[1],其通過水解-產酸-產乙酸-產甲烷等過程,將廚余垃圾中的有機物轉化為沼氣[2]。然而,厭氧消化通常只能實現38%～78%的廚余垃圾減量,剩余固體會以沼渣的形式積累。據報道,我國每年沼渣產量高達2 億噸[3],因此,實現沼渣的高效處置及資源化利用對廚余垃圾厭氧消化工程的可持續發展至關重要。

廚余沼渣中高含量的有機質使其兼具資源與污染的雙重屬性,沼渣中有機質的腐敗可能造成對土壤、地下水及大氣的污染[4]。因此,實現沼渣中有機質的穩定化、發揮沼渣的資源屬性具有重要的現實及科學意義?，F階段,好氧堆肥是沼渣生物穩定化的主要技術,其產物可以用作園藝及農業的土壤改良劑[5]。但隨著食物鏈延長、環境標準提高,以及好氧堆肥存在能耗高、周期長、易導致大氣污染和病原體傳播等缺陷,加之堆肥產物的產量遠大于市場需求的社會現實,使沼渣堆肥穩定化的實際應用受限[6]。因此,開發低碳、綠色的沼渣處理新技術具有重要科學與應用價值。

相較于好氧穩定化處理,厭氧穩定化處理具有能耗低、減量效果好等優點[7]。傳統厭氧處理通過將沼渣中有機質轉化為甲烷,實現底物的穩定化及可持續能源回收。然而,沼渣源于厭氧消化過程,其內部的氧化還原電位(Oxidation Reduction Potentia,ORP)很低,可利用的產甲烷底物濃度有限。因此,傳統厭氧處理難以實現沼渣這類特殊廢棄物的穩定化與資源化。

生物電化學系統 (Bio-Electrochemical Systems,BES)可將陽極底物厭氧氧化產生的電子通過外電路傳遞至陰極電子受體,以實現底物降解與電能回收[8]。反應體系的ORP 可通過改變電子供/受體類型進行調控。例如,當陰極電子受體為O2時,陽極有機質可在厭氧環境下被氧化為CO2。因此,利用BES 原理有望提高厭氧條件下沼渣穩定化反應ORP,實現沼渣中有機質的深度穩定化及資源化。

基于此,本研究擬建空氣陰極型BES 反應器,以廚余垃圾厭氧消化沼渣(Food WasteAnaerobic Digestate,FWAD) 為陽極底物,磺化聚醚醚酮(Sulfonated Polyetheretherketone,SPEEK)-碳氈復合材料為陰極膜電極組件(Membrane Electrode Assembly,MEA),以O2為陰極電子受體,實現FWAD 的電化學穩定化及電能回收。研究將系統地監測該體系對FWAD 的穩定化過程的效能,并通過16S rRNA 測序分析,評價FWAD 穩定化過程中微生物種群及功能基因的演化。本研究將為沼渣的資源化處理提供新的方案,為難消化物質的生物電化學厭氧處理提供理論與實踐基礎。

1 材料和方法

1.1 BES 沼渣穩定化反應器的構建

BES 沼渣穩定化反應器由有效體積為100 mL的立方體有機玻璃容器及空氣陰極MEA 組成(如圖1)。反應器中內置一根3 cm 的導電碳刷陽極,用于收集陽極沼渣氧化產生的電子,并將電子傳導至陰極電子受體?？諝怅帢OMEA 由涂布了SPEEK 的導電碳氈構成,用于質子和物質交換,并使陽極電子與最終受體O2反應。SPEEK 材料通過聚醚醚酮(Polyetheretherketone,PEEK)在N2氛圍下的磺化反應獲得,磺化度則通過調整磺化反應溫度與時間來控制。反應器的電能輸出通過調節可變電阻阻值調控。脫水后的FWAD 直接加入至BES 反應器中進行批次處理。在實驗中,以不配置電極的反應器為對照組以模擬傳統厭氧處理的性能。

圖1 BES 廚余沼渣穩定化反應器示意圖Fig.1 Diagram of the BES digestate stabilization reactor

1.2 分析方法

1.2.1 MEA 表征

SPEEK 膜的物理強度、含水率及離子交換能力受其磺化度影響,磺化度是通過傅里葉變換紅外光譜儀(Spectrum-2,PerkinElmer Waltham USA)和核磁共振儀(Avance III HD-300,Bruker Zurich Switzerland)進行表征。制備的SPEEK 吸水性能通過重量分析法獲得,其離子交換能力通過以甲基橙為指示劑的酸堿滴定進行分析。

1.2.2 化學分析

利用元素分析儀(PerkinElmer 2400-II,PerkinElmer Waltham USA)對BES 反應器及對照組中底物FWAD 的元素組成進行分析。底物穩定化過程中可溶性組分通過萃取及上清液分析獲得,其中可溶性化學需氧量(Chemical Oxygen Demand,COD)及氨氮通過標準方法檢測,揮發性脂肪酸(Volatile Fatty Acids,VFAs) 通過裝配CP7675 色譜柱的氣相色譜分析獲得。本研究分析了7 種常見的VFAs,包括乙酸、丙酸、異丁酸、丁酸、異戊酸、戊酸和己酸。

1.3 微生物群落及功能基因演化

為了探究BES 穩定化過程對沼渣微生物種群的影響及功能基因的清除效果,分別提取不同處理時期底物(非電極微生物)基因組DNA,使用16S rRNA 中V3-V4 區通用引物341F 和805R 對其進行擴增。PCR 產物經Agencourt AMpure XP(Beckman Coulter Indianapolis USA)試劑盒純化后,在Illumina Miseq 平臺上高通量測序。通過Phylogenetic Investigation of Communities by Reconstruction of Unobserved States 分析預測BES沼渣穩定化過程中底物Kyoto Encyclopedia of Genes and Genomes(KEGG)功能基因的演化,以及生物電化學穩定化處理對沼渣功能基因的影響[9]。

2 結果和討論

2.1 MEA 覆蓋層的表征

BES 反應器的MEA 覆蓋層保證了反應器內部底物的厭氧環境,同時為電子傳遞及物質交換提供媒介。其中,SPEEK 材料是MEA 的物質傳遞的核心。將—SO3H 引入PEEK 分子可以增強其分子極性,提高其親水性和質子交換能力。FT-IR圖譜(圖2)表明:磺化反應后,SPEEK 分別在709 cm-1處出現對稱 S—O 鍵伸縮振動峰,1 020 cm-1和1 080 cm-1處出現不對稱和對稱的O ═S ═O 鍵伸縮振動峰;此外,在PEEK 圖譜中1 489 cm-1處代表芳香C—C 鍵的峰在SPEEK 圖譜中分為1 492 cm-1和1 473 cm-1的兩個峰,結果表明—SO3H 成功進入PEEK 的芳香碳骨架?！猄O3H 的引入雖有助于提高SPEEK 作為質子交換膜的性能,但磺化率過高會削弱其物理強度[10]。根據核磁共振結果計算得到本研究中的SPEEK材料磺化度為52.8%,表1 列出了基于SPEEK 膜制備的復合蓋層在該磺化度下的性能及其與商用Nafion 膜的性能對比,結果表明,經過磺化反應改性的SPEEK 材料在質子和物質交換方面均表現出良好的性能。

表1 SPEEK 膜和傳統Nafion 膜的基本特性Tab.1 Properties of SPEEK membane and Nafion film

圖2 PEEK 材料及其磺化產物SPEEK 的FT-IR 圖譜Fig.2 FT-IR spectrum of PEEK and its sulfonation product SPEEK

2.2 BES 沼渣穩定化反應器的電能回收

在BES 反應器中,FWAD 降解產生的電子通過外電路由低電勢的陽極向高電勢的O2移動,從而產生電能。在運行啟動階段,外部電阻設置為1 000 Ω。由于FWAD 內部厭氧環境尚未形成,第3 天起BES 反應器才出現穩定的輸出電壓,峰值約為325 mV(圖3(a))。整體產電約持續22 天,表明啟動期的BES 反應器可在22 天內實現FWAD 的穩定化。

圖3 BES 反應器產電性能及能源回收Fig.3 Electrical generation and energy revovery performance in BES reactor

電化學分析表明,BES 反應器的開路電壓約為412 mV,該參數受熱力學控制,由電子供體與受體、電極材料及微生物群落結構決定。開路電壓數值表明,較之傳統厭氧處理,BES 反應器提高了約412 mV 的FWAD 穩定化反應的ORP。BES的極化曲線擬合方程為y=-561.77x+424.38(R2=0.986 1)(圖3(b)),其截距表明BES 反應器的內阻約為424 Ω。根據功率密度曲線(圖3(b)),當BES 內阻與外電阻相等時,體系功率密度最高,約為20.95 mW/m2。

在后續運行周期(圖3(a)),通過控制外電阻阻值使BES 以最大輸出功率運行,峰值輸出電壓約為244 mV。結果表明,BES 反應器可顯著促進FWAD 的穩定化,在多個反應循環后,沼渣穩定化的周期可縮短至15 天。圖3(c)表明,BES 反應器啟動階段的平均輸出功率為15.34 mW/m2,占理論值的86%。在后續運行循環中,實際輸出功率明顯上升且占理論功率的比例進一步上升至94%～96%。

2.3 FWAD 降解過程分析

表觀COD 的變化綜合反映固態FWAD 的水解速率及溶解性COD 的降解速率。圖4(a)表明底物FWAD 的初始溶解性COD(sCOD) 約為44.49±3.32 mg/g,BES 組在反應第2 天時檢測到sCOD 極大值約為61.45±3.33 mg/g,第14 天降低至21.21±0.52 mg/g,并趨于平穩。而對照組中sCOD 存在兩個明顯的轉折點,第一個轉折點是第2 天為sCOD 極小值(22.95±3.50 mg/g),說明此時FWAD 中可溶性有機物降解速率大于固態底物水解速率;另一個轉折點在第5 天,表觀sCOD 達最高值(51.32±2.65 mg/g),表明水解作用使固態FWAD 中大部分有機質轉移至液相,后期sCOD 的變化主要是由于液相中物質的降解。第11 天起,sCOD 保持在38.41±0.52 mg/g 的較高水平并趨于穩定。sCOD 的變化趨勢表明BES 輔助能有效促進FWAD 的水解及降解,實現FWAD 的深度穩定化。該作用得益于FWAD 穩定化反應中ORP的提高,在傳統厭氧處理中有機質同時作為電子供體和電子受體,生成CH4與CO2,因而體系中ORP 低;BES 組中,電子供體仍為有機質,但電子最終受體為具有高理論電位(1.23 V)的O2,從而提高了體系的ORP,實現了厭氧條件下的有機質高效礦化。

圖4 BES 組和對照組沼渣處理中sCOD、氨氮和VFAs 的變化Fig.4 Variation of sCOD、ammonium and VFAs in digestate in conventional and BES reactor

氨氮是含氮有機物降解的特征產物,傳統厭氧處理無法實現氨氮的去除。圖4(a)同時給出了BES 組及對照組在FWAD 穩定化處理過程中的氨氮濃度變化。結果表明,BES 組可在厭氧條件下實現氨氮的去除,最終底物中的氨氮含量為8.40 mg/g,顯著低于對照組21.56 mg/g。BES 組陽極區氨氮去除的原因通常為:1)同化作用;2)厭氧氨氧化;3)陽極直接電極氧化;4)硝化與反硝化作用的耦合;5)電位差驅動的銨離子擴散及逸出[11-13]。本研究中BES 組中的氨氮去除主要來自硝化-反硝化耦合作用及電勢差驅使的擴散作用:首先,MEA空氣陰極并不是完全密閉的,因此,空氣可穿過MEA 陰極并在SPEEK 內層形成微好氧區域,使氨氮發生硝化;其次,氨氮為酸堿兩性物質,在生化反應中常以NH+4狀態存在,在內部電勢差的驅動下,可由底物向陰極方向遷移并穿過MEA 逸出。因此,BES 可通過電勢差驅使氨氮向MEA 擴散,通過硝化-反硝化或逸出等方式實現氨氮去除。

VFAs 是有機質厭氧降解過程的重要中間產物,VFAs 可進入微生物胞內或被細胞吸附,其過度積累會抑制微生物的代謝活動,降低FWAD 穩定化處理性能[14]。圖4(b)顯示了FWAD 穩定化處理中VFAs 的積累情況。結果表明:BES 處理能促進FWAD 的迅速水解及產酸,使VFAs 積累量在第2 天達到峰值(6.70 mg/g)。此外,BES 穩定化可降低VFAs 在體系中的積累,反應末期VFAs積累量僅為2.15 mg/g。而在對照組中,FWAD 水解產酸效率較低,VFAs 積累峰值在第5 天才出現,處理末期VFAs 積累量顯著高于BES 組。同時,BES 穩定化能減少體系中VFAs 的種類,最終產物中僅檢測到乙酸、丙酸和異戊酸。而在對照組中,除了上述三種VFAs 外,還檢測到丁酸和異丁酸。此外,在各組處理中,己酸濃度均保持穩定(約0.40±0.02 mg/g),這表明FWAD 降解不產生己酸且體系中己酸濃度過低,無法去除。綜上所述,BES 沼渣穩定化可進一步促進固態FWAD 分解并減少代謝產物積累。

2.4 FWAD 穩定性評價

FWAD 的穩定化處理需高效去除其中的易降解組分,降低其環境風險[15]。圖5 為穩定化處理前后,FWAD 的有機質含量及元素組成。結果表明:相比對照組,BES 組能更有效地促進固態FWAD 的減量,其中總固體(Total Solids,TS)去除率約為44.23%,遠高于對照組中的29.34%;揮發性固體(Volatile Solids,VS)與TS 的比值可反映FWAD 中有機質的含量,FWAD 底物的初始VS/TS 約為55.86%,經BES 穩定化處理后降低至35.92%,遠低于對照組中的45.34%,較低的VS/TS 表明BES 反應器的處理產物更為穩定?；诠虘BFWAD 的元素分析表明,傳統厭氧處理只能實現低碳化合物的降解,而BES 處理可促進FWAD 中高碳物質的分解,使最終產物中有機碳的含量下降至31.96%±0.82%。此外,以固液比1∶5 對BES 反應器及對照組產物進行萃取,萃取液進行白菜種子發芽指數測試,結果表明BES 組種子發芽指數為124%,而對照組僅為82%。

圖5 FWAD 的有機質含量及元素組成分析Fig.5 Organics content and elemental composition assessment of FWAD

2.5 細菌種群及功能基因演化

基于16S rRNA 的微生物群落演化分析和PICRUSt 的功能基因預測可為FWAD 穩定化過程的生物安全性提供信息。Alpha 多樣性指數可評價FWAD 穩定化過程中微生物豐富度和均勻度的演化(表2)[16]。結果表明,Shannon、Simpson、Chao1 指數在BES 穩定化過程中促使部分菌群消亡,FWAD 中微生物的豐富度和均勻度下降,微生物群落結構趨于穩定[17]。

表2 不同階段FWAD 的Alpha 多樣性指數Tab.2 Bacterial diversity index of FWAD at different stages

圖6(a)表明BES 穩定化處理的不同時期,微生物群落結構以門為分類的變化情況。FWAD 中微生物門類較豐富,其中Proteobacteria 為最優勢種群,門類間豐度差距較大;穩定化處理末期,微生物門類數下降,形成以Bacteroidetes 為主導的微生物群落,且不同門類的微生物間豐度差距較小。此外,BES 穩定化處理促進了 Firmicutes 和Synergistetes 物種的積累,這類微生物能主導氫營養型產甲烷與醋酸鹽氧化的耦合反應,表明BES沼渣穩定化過程的能量回收方式除產電外還包括非電極的生物產甲烷。

圖6 基于16S rRNA 的微生物群落結構解析及功能基因預測Fig.6 16S rRNA derived microbial community analysis and functional gene prediction

圖6(b)給出了以屬為分類單元的分析,結果表明: 1) DMER64、vadinHA17、Mesotoga、Christensenellaceae、Anaerolineaceae、Thermovirga 及Georgenia 等7 個菌屬的相對豐度在BES 過程中呈上升趨勢,這些微生物主要進行發酵及碳源代謝等作用[18]。值得注意的是,Georgenia 可實現異養條件下的硝態氮去除[19],為MEA 空氣陰極附近氨氮的硝化-反硝化去除機制提供佐證。2)BES 沼渣穩定化過程抑制了Candidatus Competibacter、SAR324 及Hylemonella 屬中微生物的活性,這類微生物具備反硝化能力,其代謝活性受可利用碳源影響,它們豐度的降低表明FWAD 中可利用碳源含量下降,底物趨于穩定[20]。3)BES 過程對Phaeodactylibacter 的影響不明顯,這類微生物主要參與MEA 附近氨氮的轉化過程,通過好氧代謝去除氨氮。

基于PICRUSt 的功能基因預測也證實了BES穩定化反應器對FWAD 中功能基因的消減作用,如圖6(c)。該消減作用首先體現為功能基因樣本數的下降,初始FWAD 中包含23 014 029 個KEGG 基因片段,包括氨基酸代謝、膜運輸、DNA復制與修復、物質運輸等功能基因。KEGG 基因數隨著BES 穩定化處理過程降至19 458 363,最終穩定在19 067 854。FWAD 樣本中的各KEGG功能基因在不同處理時期,表現出總體下降趨勢,下降率為從5.75%到46.14%不等,例如,與細胞移動相關的KEGG 基因(Cell Motility) 減少了46.14%,表明最終FWAD 中微生物細胞更新能力下降。此外,BES 穩定化反應可去除一些致病基因,如癌癥、代謝、免疫、循環、消化、心血管疾病等[21]。綜上,BES 過程能促進微生物物種及功能基因的消亡,降低基于FWAD 產品的生物安全風險,實現固體廢棄物基因層面的穩定化。

3 結論

本研究利用生物電化學原理實現沼渣穩定化反應氧化還原電位的調控,在15 天內實現廚余垃圾沼渣的深度穩定化處理,并獲得20.11 mW/m2的理論電能回收。生物電化學穩定化過程中沼渣的理化指標均優于傳統厭氧技術,且該技術可在內部電勢差驅使下通過擴散作用與硝化-反硝化途徑的耦合實現氨氮的厭氧消除。此外,生物電化學穩定化處理可顯著降低廚余沼渣中的微生物量,降低致病性基因種類及豐度,提高沼渣產品的生物安全性。針對規?；B續產生的沼渣穩定化處理則需依據工業需求調整反應器進料方式,以批次進料的方式獲得高度穩定化的沼渣產品,或以連續進料的方式獲得持續的峰值電能回收。綜上所述,本研究為廚余沼渣的資源化處理提供了新的思路,為固體廢物的生物電化學強化處理提供了理論基礎。