厌氧消化沼渣的生物电化学深度稳定化及能源回收

蔡梦宇,杨彩云,吴 昊,∗,李杨虹淼,韩 莹,张颖超

(1.燕山大学 环境与化学工程学院,河北 秦皇岛 066004;2.燕山大学 河北省水体重金属深度修复与资源利用重点实验室,河北 秦皇岛 066004)

0 引言

厌氧消化是厨余垃圾资源化处理的主流方式[1],其通过水解-产酸-产乙酸-产甲烷等过程,将厨余垃圾中的有机物转化为沼气[2]。然而,厌氧消化通常只能实现38%～78%的厨余垃圾减量,剩余固体会以沼渣的形式积累。据报道,我国每年沼渣产量高达2 亿吨[3],因此,实现沼渣的高效处置及资源化利用对厨余垃圾厌氧消化工程的可持续发展至关重要。

厨余沼渣中高含量的有机质使其兼具资源与污染的双重属性,沼渣中有机质的腐败可能造成对土壤、地下水及大气的污染[4]。因此,实现沼渣中有机质的稳定化、发挥沼渣的资源属性具有重要的现实及科学意义。现阶段,好氧堆肥是沼渣生物稳定化的主要技术,其产物可以用作园艺及农业的土壤改良剂[5]。但随着食物链延长、环境标准提高,以及好氧堆肥存在能耗高、周期长、易导致大气污染和病原体传播等缺陷,加之堆肥产物的产量远大于市场需求的社会现实,使沼渣堆肥稳定化的实际应用受限[6]。因此,开发低碳、绿色的沼渣处理新技术具有重要科学与应用价值。

相较于好氧稳定化处理,厌氧稳定化处理具有能耗低、减量效果好等优点[7]。传统厌氧处理通过将沼渣中有机质转化为甲烷,实现底物的稳定化及可持续能源回收。然而,沼渣源于厌氧消化过程,其内部的氧化还原电位(Oxidation Reduction Potentia,ORP)很低,可利用的产甲烷底物浓度有限。因此,传统厌氧处理难以实现沼渣这类特殊废弃物的稳定化与资源化。

生物电化学系统 (Bio-Electrochemical Systems,BES)可将阳极底物厌氧氧化产生的电子通过外电路传递至阴极电子受体,以实现底物降解与电能回收[8]。反应体系的ORP 可通过改变电子供/受体类型进行调控。例如,当阴极电子受体为O2时,阳极有机质可在厌氧环境下被氧化为CO2。因此,利用BES 原理有望提高厌氧条件下沼渣稳定化反应ORP,实现沼渣中有机质的深度稳定化及资源化。

基于此,本研究拟建空气阴极型BES 反应器,以厨余垃圾厌氧消化沼渣(Food WasteAnaerobic Digestate,FWAD) 为阳极底物,磺化聚醚醚酮(Sulfonated Polyetheretherketone,SPEEK)-碳毡复合材料为阴极膜电极组件(Membrane Electrode Assembly,MEA),以O2为阴极电子受体,实现FWAD 的电化学稳定化及电能回收。研究将系统地监测该体系对FWAD 的稳定化过程的效能,并通过16S rRNA 测序分析,评价FWAD 稳定化过程中微生物种群及功能基因的演化。本研究将为沼渣的资源化处理提供新的方案,为难消化物质的生物电化学厌氧处理提供理论与实践基础。

1 材料和方法

1.1 BES 沼渣稳定化反应器的构建

BES 沼渣稳定化反应器由有效体积为100 mL的立方体有机玻璃容器及空气阴极MEA 组成(如图1)。反应器中内置一根3 cm 的导电碳刷阳极,用于收集阳极沼渣氧化产生的电子,并将电子传导至阴极电子受体。空气阴极MEA 由涂布了SPEEK 的导电碳毡构成,用于质子和物质交换,并使阳极电子与最终受体O2反应。SPEEK 材料通过聚醚醚酮(Polyetheretherketone,PEEK)在N2氛围下的磺化反应获得,磺化度则通过调整磺化反应温度与时间来控制。反应器的电能输出通过调节可变电阻阻值调控。脱水后的FWAD 直接加入至BES 反应器中进行批次处理。在实验中,以不配置电极的反应器为对照组以模拟传统厌氧处理的性能。

图1 BES 厨余沼渣稳定化反应器示意图Fig.1 Diagram of the BES digestate stabilization reactor

1.2 分析方法

1.2.1 MEA 表征

SPEEK 膜的物理强度、含水率及离子交换能力受其磺化度影响,磺化度是通过傅里叶变换红外光谱仪(Spectrum-2,PerkinElmer Waltham USA)和核磁共振仪(Avance III HD-300,Bruker Zurich Switzerland)进行表征。制备的SPEEK 吸水性能通过重量分析法获得,其离子交换能力通过以甲基橙为指示剂的酸碱滴定进行分析。

1.2.2 化学分析

利用元素分析仪(PerkinElmer 2400-II,PerkinElmer Waltham USA)对BES 反应器及对照组中底物FWAD 的元素组成进行分析。底物稳定化过程中可溶性组分通过萃取及上清液分析获得,其中可溶性化学需氧量(Chemical Oxygen Demand,COD)及氨氮通过标准方法检测,挥发性脂肪酸(Volatile Fatty Acids,VFAs) 通过装配CP7675 色谱柱的气相色谱分析获得。本研究分析了7 种常见的VFAs,包括乙酸、丙酸、异丁酸、丁酸、异戊酸、戊酸和己酸。

1.3 微生物群落及功能基因演化

为了探究BES 稳定化过程对沼渣微生物种群的影响及功能基因的清除效果,分别提取不同处理时期底物(非电极微生物)基因组DNA,使用16S rRNA 中V3-V4 区通用引物341F 和805R 对其进行扩增。PCR 产物经Agencourt AMpure XP(Beckman Coulter Indianapolis USA)试剂盒纯化后,在Illumina Miseq 平台上高通量测序。通过Phylogenetic Investigation of Communities by Reconstruction of Unobserved States 分析预测BES沼渣稳定化过程中底物Kyoto Encyclopedia of Genes and Genomes(KEGG)功能基因的演化,以及生物电化学稳定化处理对沼渣功能基因的影响[9]。

2 结果和讨论

2.1 MEA 覆盖层的表征

BES 反应器的MEA 覆盖层保证了反应器内部底物的厌氧环境,同时为电子传递及物质交换提供媒介。其中,SPEEK 材料是MEA 的物质传递的核心。将—SO3H 引入PEEK 分子可以增强其分子极性,提高其亲水性和质子交换能力。FT-IR图谱(图2)表明:磺化反应后,SPEEK 分别在709 cm-1处出现对称 S—O 键伸缩振动峰,1 020 cm-1和1 080 cm-1处出现不对称和对称的O ═S ═O 键伸缩振动峰;此外,在PEEK 图谱中1 489 cm-1处代表芳香C—C 键的峰在SPEEK 图谱中分为1 492 cm-1和1 473 cm-1的两个峰,结果表明—SO3H 成功进入PEEK 的芳香碳骨架。—SO3H 的引入虽有助于提高SPEEK 作为质子交换膜的性能,但磺化率过高会削弱其物理强度[10]。根据核磁共振结果计算得到本研究中的SPEEK材料磺化度为52.8%,表1 列出了基于SPEEK 膜制备的复合盖层在该磺化度下的性能及其与商用Nafion 膜的性能对比,结果表明,经过磺化反应改性的SPEEK 材料在质子和物质交换方面均表现出良好的性能。

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

图2 PEEK 材料及其磺化产物SPEEK 的FT-IR 图谱Fig.2 FT-IR spectrum of PEEK and its sulfonation product SPEEK

2.2 BES 沼渣稳定化反应器的电能回收

在BES 反应器中,FWAD 降解产生的电子通过外电路由低电势的阳极向高电势的O2移动,从而产生电能。在运行启动阶段,外部电阻设置为1 000 Ω。由于FWAD 内部厌氧环境尚未形成,第3 天起BES 反应器才出现稳定的输出电压,峰值约为325 mV(图3(a))。整体产电约持续22 天,表明启动期的BES 反应器可在22 天内实现FWAD 的稳定化。

图3 BES 反应器产电性能及能源回收Fig.3 Electrical generation and energy revovery performance in BES reactor

电化学分析表明,BES 反应器的开路电压约为412 mV,该参数受热力学控制,由电子供体与受体、电极材料及微生物群落结构决定。开路电压数值表明,较之传统厌氧处理,BES 反应器提高了约412 mV 的FWAD 稳定化反应的ORP。BES的极化曲线拟合方程为y=-561.77x+424.38(R2=0.986 1)(图3(b)),其截距表明BES 反应器的内阻约为424 Ω。根据功率密度曲线(图3(b)),当BES 内阻与外电阻相等时,体系功率密度最高,约为20.95 mW/m2。

在后续运行周期(图3(a)),通过控制外电阻阻值使BES 以最大输出功率运行,峰值输出电压约为244 mV。结果表明,BES 反应器可显著促进FWAD 的稳定化,在多个反应循环后,沼渣稳定化的周期可缩短至15 天。图3(c)表明,BES 反应器启动阶段的平均输出功率为15.34 mW/m2,占理论值的86%。在后续运行循环中,实际输出功率明显上升且占理论功率的比例进一步上升至94%～96%。

2.3 FWAD 降解过程分析

表观COD 的变化综合反映固态FWAD 的水解速率及溶解性COD 的降解速率。图4(a)表明底物FWAD 的初始溶解性COD(sCOD) 约为44.49±3.32 mg/g,BES 组在反应第2 天时检测到sCOD 极大值约为61.45±3.33 mg/g,第14 天降低至21.21±0.52 mg/g,并趋于平稳。而对照组中sCOD 存在两个明显的转折点,第一个转折点是第2 天为sCOD 极小值(22.95±3.50 mg/g),说明此时FWAD 中可溶性有机物降解速率大于固态底物水解速率;另一个转折点在第5 天,表观sCOD 达最高值(51.32±2.65 mg/g),表明水解作用使固态FWAD 中大部分有机质转移至液相,后期sCOD 的变化主要是由于液相中物质的降解。第11 天起,sCOD 保持在38.41±0.52 mg/g 的较高水平并趋于稳定。sCOD 的变化趋势表明BES 辅助能有效促进FWAD 的水解及降解,实现FWAD 的深度稳定化。该作用得益于FWAD 稳定化反应中ORP的提高,在传统厌氧处理中有机质同时作为电子供体和电子受体,生成CH4与CO2,因而体系中ORP 低;BES 组中,电子供体仍为有机质,但电子最终受体为具有高理论电位(1.23 V)的O2,从而提高了体系的ORP,实现了厌氧条件下的有机质高效矿化。

图4 BES 组和对照组沼渣处理中sCOD、氨氮和VFAs 的变化Fig.4 Variation of sCOD、ammonium and VFAs in digestate in conventional and BES reactor

氨氮是含氮有机物降解的特征产物,传统厌氧处理无法实现氨氮的去除。图4(a)同时给出了BES 组及对照组在FWAD 稳定化处理过程中的氨氮浓度变化。结果表明,BES 组可在厌氧条件下实现氨氮的去除,最终底物中的氨氮含量为8.40 mg/g,显著低于对照组21.56 mg/g。BES 组阳极区氨氮去除的原因通常为:1)同化作用;2)厌氧氨氧化;3)阳极直接电极氧化;4)硝化与反硝化作用的耦合;5)电位差驱动的铵离子扩散及逸出[11-13]。本研究中BES 组中的氨氮去除主要来自硝化-反硝化耦合作用及电势差驱使的扩散作用:首先,MEA空气阴极并不是完全密闭的,因此,空气可穿过MEA 阴极并在SPEEK 内层形成微好氧区域,使氨氮发生硝化;其次,氨氮为酸碱两性物质,在生化反应中常以NH+4状态存在,在内部电势差的驱动下,可由底物向阴极方向迁移并穿过MEA 逸出。因此,BES 可通过电势差驱使氨氮向MEA 扩散,通过硝化-反硝化或逸出等方式实现氨氮去除。

VFAs 是有机质厌氧降解过程的重要中间产物,VFAs 可进入微生物胞内或被细胞吸附,其过度积累会抑制微生物的代谢活动,降低FWAD 稳定化处理性能[14]。图4(b)显示了FWAD 稳定化处理中VFAs 的积累情况。结果表明:BES 处理能促进FWAD 的迅速水解及产酸,使VFAs 积累量在第2 天达到峰值(6.70 mg/g)。此外,BES 稳定化可降低VFAs 在体系中的积累,反应末期VFAs积累量仅为2.15 mg/g。而在对照组中,FWAD 水解产酸效率较低,VFAs 积累峰值在第5 天才出现,处理末期VFAs 积累量显著高于BES 组。同时,BES 稳定化能减少体系中VFAs 的种类,最终产物中仅检测到乙酸、丙酸和异戊酸。而在对照组中,除了上述三种VFAs 外,还检测到丁酸和异丁酸。此外,在各组处理中,己酸浓度均保持稳定(约0.40±0.02 mg/g),这表明FWAD 降解不产生己酸且体系中己酸浓度过低,无法去除。综上所述,BES 沼渣稳定化可进一步促进固态FWAD 分解并减少代谢产物积累。

2.4 FWAD 稳定性评价

FWAD 的稳定化处理需高效去除其中的易降解组分,降低其环境风险[15]。图5 为稳定化处理前后,FWAD 的有机质含量及元素组成。结果表明:相比对照组,BES 组能更有效地促进固态FWAD 的减量,其中总固体(Total Solids,TS)去除率约为44.23%,远高于对照组中的29.34%;挥发性固体(Volatile Solids,VS)与TS 的比值可反映FWAD 中有机质的含量,FWAD 底物的初始VS/TS 约为55.86%,经BES 稳定化处理后降低至35.92%,远低于对照组中的45.34%,较低的VS/TS 表明BES 反应器的处理产物更为稳定。基于固态FWAD 的元素分析表明,传统厌氧处理只能实现低碳化合物的降解,而BES 处理可促进FWAD 中高碳物质的分解,使最终产物中有机碳的含量下降至31.96%±0.82%。此外,以固液比1∶5 对BES 反应器及对照组产物进行萃取,萃取液进行白菜种子发芽指数测试,结果表明BES 组种子发芽指数为124%,而对照组仅为82%。

图5 FWAD 的有机质含量及元素组成分析Fig.5 Organics content and elemental composition assessment of FWAD

2.5 细菌种群及功能基因演化

基于16S rRNA 的微生物群落演化分析和PICRUSt 的功能基因预测可为FWAD 稳定化过程的生物安全性提供信息。Alpha 多样性指数可评价FWAD 稳定化过程中微生物丰富度和均匀度的演化(表2)[16]。结果表明,Shannon、Simpson、Chao1 指数在BES 稳定化过程中促使部分菌群消亡,FWAD 中微生物的丰富度和均匀度下降,微生物群落结构趋于稳定[17]。

表2 不同阶段FWAD 的Alpha 多样性指数Tab.2 Bacterial diversity index of FWAD at different stages

图6(a)表明BES 稳定化处理的不同时期,微生物群落结构以门为分类的变化情况。FWAD 中微生物门类较丰富,其中Proteobacteria 为最优势种群,门类间丰度差距较大;稳定化处理末期,微生物门类数下降,形成以Bacteroidetes 为主导的微生物群落,且不同门类的微生物间丰度差距较小。此外,BES 稳定化处理促进了 Firmicutes 和Synergistetes 物种的积累,这类微生物能主导氢营养型产甲烷与醋酸盐氧化的耦合反应,表明BES沼渣稳定化过程的能量回收方式除产电外还包括非电极的生物产甲烷。

图6 基于16S rRNA 的微生物群落结构解析及功能基因预测Fig.6 16S rRNA derived microbial community analysis and functional gene prediction

图6(b)给出了以属为分类单元的分析,结果表明: 1) DMER64、vadinHA17、Mesotoga、Christensenellaceae、Anaerolineaceae、Thermovirga 及Georgenia 等7 个菌属的相对丰度在BES 过程中呈上升趋势,这些微生物主要进行发酵及碳源代谢等作用[18]。值得注意的是,Georgenia 可实现异养条件下的硝态氮去除[19],为MEA 空气阴极附近氨氮的硝化-反硝化去除机制提供佐证。2)BES 沼渣稳定化过程抑制了Candidatus Competibacter、SAR324 及Hylemonella 属中微生物的活性,这类微生物具备反硝化能力,其代谢活性受可利用碳源影响,它们丰度的降低表明FWAD 中可利用碳源含量下降,底物趋于稳定[20]。3)BES 过程对Phaeodactylibacter 的影响不明显,这类微生物主要参与MEA 附近氨氮的转化过程,通过好氧代谢去除氨氮。

基于PICRUSt 的功能基因预测也证实了BES稳定化反应器对FWAD 中功能基因的消减作用,如图6(c)。该消减作用首先体现为功能基因样本数的下降,初始FWAD 中包含23 014 029 个KEGG 基因片段,包括氨基酸代谢、膜运输、DNA复制与修复、物质运输等功能基因。KEGG 基因数随着BES 稳定化处理过程降至19 458 363,最终稳定在19 067 854。FWAD 样本中的各KEGG功能基因在不同处理时期,表现出总体下降趋势,下降率为从5.75%到46.14%不等,例如,与细胞移动相关的KEGG 基因(Cell Motility) 减少了46.14%,表明最终FWAD 中微生物细胞更新能力下降。此外,BES 稳定化反应可去除一些致病基因,如癌症、代谢、免疫、循环、消化、心血管疾病等[21]。综上,BES 过程能促进微生物物种及功能基因的消亡,降低基于FWAD 产品的生物安全风险,实现固体废弃物基因层面的稳定化。

3 结论

本研究利用生物电化学原理实现沼渣稳定化反应氧化还原电位的调控,在15 天内实现厨余垃圾沼渣的深度稳定化处理,并获得20.11 mW/m2的理论电能回收。生物电化学稳定化过程中沼渣的理化指标均优于传统厌氧技术,且该技术可在内部电势差驱使下通过扩散作用与硝化-反硝化途径的耦合实现氨氮的厌氧消除。此外,生物电化学稳定化处理可显著降低厨余沼渣中的微生物量,降低致病性基因种类及丰度,提高沼渣产品的生物安全性。针对规模化连续产生的沼渣稳定化处理则需依据工业需求调整反应器进料方式,以批次进料的方式获得高度稳定化的沼渣产品,或以连续进料的方式获得持续的峰值电能回收。综上所述,本研究为厨余沼渣的资源化处理提供了新的思路,为固体废物的生物电化学强化处理提供了理论基础。