陈广银,鲍习峰,,叶小梅,常志州*,李玉春,,周立祥 (.江苏省农业科学院农业资源与环境研究所,江苏省农业废弃物资源化工程技术研究中心,江苏 南京 004;.南京农业大学资源与环境科学学院,江苏 南京0095)
厌氧消化产沼气是实现秸秆资源化和减量化的重要途径之一[1-4].由于秸秆中木质纤维素含量较高,而木质素在厌氧条件下不能被厌氧微生物分解[5],纤维素的结晶部分在厌氧条件下又很难被厌氧微生物分解破坏[6],加之秸秆 C/N比较高,导致秸秆直接厌氧发酵的生物转化率较低、产气缓慢、产气周期长.为提高秸秆厌氧生物转化率,国内外学者在秸秆预处理方面进行了大量研究[7-8].堆肥预处理因其预处理成本低、操作简单方便、可实现秸秆厌氧发酵快速启动等受到国内外学者的广泛关注[9].方文杰等[10]比较了不同预处理后稻秸的产气效果,指出堆沤作为稻秸预处理技术,不仅操作简便且可大幅度提高其厌氧消化产气效率.李冰冰等[11]研究表明,堆肥预处理可以提高木质纤维原料产气中甲烷含量,最高可提高 70%.但是,高白茹等[12]研究表明,堆肥预处理并不能提高稻秸产气量和产气中甲烷含量,但可以提高容积产气率,缩短产气周期.从已有研究来看,对堆肥预处理促进木质纤维原料厌氧产沼气的效果褒贬不一,其根源在于堆肥时间的控制上,通过优化堆肥时间达到秸秆木质纤维结构破坏与减少有机物损失的统一,还未见这方面的研究报道.
近年来,随着奶牛养殖规模的不断扩大,奶牛废水的处理问题成为影响奶牛养殖业健康发展的障碍[13].奶牛废水中氮素含量较高,C/N比较低,且含有一些易分解有机物,秸秆的C/N比较高、含水率低,将奶牛废水与秸秆混合发酵,不但可以提高秸秆产气,而且可以减少秸秆厌氧发酵过程中水的用量,解决了奶牛废水的处理问题,具有很好的经济效益和环境效益.
本研究选择奶牛废水与麦秸混合好氧堆肥第 0,3,6,9d的物料为原料进行厌氧消化实验,对堆肥前后奶牛废水与麦秸混合物料的理化特性、厌氧发酵的产气特性、厌氧发酵前后麦秸理化特性以及物质结构的变化等进行了研究,以期确定堆肥预处理的最优时间,为秸秆沼气工程和奶牛场废水处理提供参考.
1.1 试验材料
麦秸取自江苏省农业科学院附近农田,经机器搓揉成 5~10cm 小段,风干后于通风阴凉处备用, 干物质(TS)为 87.00%,挥发性固体(VS)为88.05%,C/N 为 44.78,纤维素 37.60%,半纤维素30.70%,木质素 11.50%;奶牛废水取自南京市江宁区奶牛养殖场,CODCr为 11120mg/L,总氮557mg/L,pH值为7.65;接种污泥来自上批秸秆厌氧发酵液,经驯化后使用,TS为 6.05%, VS为76.20%.
1.2 试验方法
1.2.1 堆肥预处理 将小麦秸秆29kg和奶牛废水 58kg,用尿素调节 C/N比至 25:1,混匀后移至400L长方体中转箱中,进行堆肥试验.在堆肥第0,3,6,9d分别取样作为厌氧发酵实验原料.
1.2.2 厌氧消化试验 试验在自制的有机玻璃反应器内进行,反应器总容积2.5L,有效容积1.6L,反应器示意见图 1.在发酵罐外围设有水浴夹套给反应器加热,以保证发酵罐内温度恒定.在发酵罐顶部设有出气孔,产生的沼气经出气孔流经自制的气体计量仪(精确至 1mL)后排出.在气体取样口处采集气体样品用于分析气体成分.按照试验方案,将称量好的试验原料放入发酵罐内,加入接种物,混合均匀后,通入氮气 5min以驱赶发酵罐内的空气,密封后于 35℃下进行厌氧发酵.每个处理3个平行,取平均值进行分析.每天测定产气量和甲烷含量.
图1 发酵装置Fig.1 The diagram of anaerobic bioreactor
试验设 4个处理,分别以奶牛废水麦秸混合物(MS)堆肥第 0,3,6,9d的堆料为原料,分别对应于处理T1、T2、T3和T4,各处理MS的TS质量均为 104g,污泥接种量 350g,用蒸馏水将各处理初始TS浓度调节至13.87%,各处理总质量均为750g.实验进行了 65d,当日产气量明显下降后停止实验.将发酵后的MS取出,用蒸馏水清洗至洗出液无明显颜色为止,55℃烘干,测定 TS损失率以及VS、木质素、纤维素、半纤维素、总氮(TN)、总有机碳(TOC),取少量粉碎过100目筛后用于X射线衍射(XRD)和傅里叶变换红外光谱(FTIR)分析.
1.2.3 测定方法 以自制气体计量仪测定日产气量;采用GC9890A/T气相色谱仪分析产气中甲烷含量(TCD检测器);用精密pH计测定pH值(雷磁 pHS-2F);纤维素、半纤维素和木质素含量采用范氏法(Van Soest)测定[14],所用仪器为意大利Velp Scientifica公司生产的FIWE-6型纤维素分析仪;奶牛废水总氮(TN)采用过硫酸钾氧化-紫外分光光度法,COD采用 K2Cr2O7-H2SO4滴定法[15];麦秸TS采用105℃烘24h差重法测定,VS采用550℃烘4h差重法测定、TOC采用重铬酸钾容量法-外加热法,TN 采用凯氏定氮法[16];发酵前后麦秸红外光谱和 X射线衍射的测定采用红外光谱分析仪(Nexus 870,美国NICOLET公司)和X-射线衍射光谱仪(XTRA,瑞士ARL公司).1.2.4 数据统计 采用 SPSS 17.0进行数据统计分析.
2.1 堆肥预处理对MS理化特性和物质结构的影响
2.1.1 对MS理化特性的影响 由表1可知,实验第3d尚处于堆肥升温期,第6d处于堆肥高温期,第9d已开始降温;在堆肥前期,由于大量有机物被微生物分解利用,有机氮转化为铵态氮,堆肥pH值随之增加,pH值变化与温度变化相吻合;总氮的含量先降低后增加,各处理间差异显著,这是因为在堆肥前期,随着大量有机氮转化为铵态氮,导致pH值增加,反过来又促进了氮素的损失,随着有机物大量分解,碳素损失的速度大于氮素,氮素相对被浓缩,氮素含量稳步增加;在木质素、纤维素和半纤维素中,被好氧微生物分解利用的难易程度由大到小依次为半纤维素>纤维素>木质素,结果出现半纤维素含量降幅最大,纤维素次之,而木质素相对含量还略有增加;TS损失率的结果显示,随着堆肥时间延长,麦秸 TS损失率不断增加,且高温阶段加快了麦秸 TS损失,堆肥9d后TS损失达到20%,各处理间差异显著(5%显著水平).
表1 麦秸与奶牛废水混合物堆肥过程中理化特性的变化Table 1 Changes of physico-chemical properties of the mixture of wheat straw and cattle wastewater during composting process
2.1.2 对MS物质结构的影响 XRD谱图的变化:由图 2可以看出,各处理麦秸均在 2θ=22°附近有一极大峰,这是002晶面的衍射峰,单从图谱来说,衍射峰越明锐,晶体结晶程度越高[17].经堆肥处理后,各处理在该处的衍射峰强度均增强,表明堆肥处理后麦秸纤维素结晶区的结晶程度增加,堆肥3,6,9d的麦秸分别从堆肥前的146增加到堆肥后的271、250和238,呈先增加后缓慢降低的趋势,这是因为堆肥前期微生物主要利用的是易分解的有机物,随着堆肥的进行,好氧微生物开始分解破坏纤维素的结晶区.经堆肥处理后,麦秸在 2θ=26.60°左右均出现一个较强的峰,此处是SiO2的衍射强度峰,各处理在该处的峰强度由高到低依次为 T4>T3>T2,随着堆肥时间的延长峰强度增强,这可能是因为随着好氧微生物对麦秸有机物的分解破坏,麦秸中部分胶结于有机物中的硅酸盐类物质受到破坏,且堆肥时间越长硅酸盐类物质受破坏的程度越大,这与麦秸 TS和VS损失率的结果一致.
图2 堆肥过程中麦秸XRD谱图的变化Fig.2 X-ray diffraction patterns of wheat straw obtained before and after composting
FTIR谱图的变化:由图 3可知,堆肥前后,麦秸的红外光谱骨架结构基本一致,只是某些官能团的吸收峰强度发生了较大变化.堆肥处理后,在1734cm-1附近的吸收峰强度随着堆肥时间的延长减弱,该处是半纤维素中未键和的C=O伸缩振动吸收峰,表明堆肥处理后半纤维素的含量降低,这与常规分析的结果一致(表 2).在 1509~1515,1375,1322,1254,1162cm-1处的吸收峰强度均减弱,且吸收峰强度随着堆肥时间的延长减弱.1509~1515cm-1是木质素中苯环的骨架伸缩振动峰,1375cm-1是纤维素中 C—H的变形振动峰,1322cm-1是纤维素 C—H振动峰和丁香基衍生物中 C—O振动峰,1254cm-1木质素中紫丁香基芳香环和 C—O的伸缩振动峰,1162cm-1是纤维素和半纤维素中 C—O—C振动峰[18-20],结合常规分析的结果,推断在堆肥过程中,麦秸木质纤维结构受到破坏,组成木质纤维素的官能团结构和组成发生了变化,结果出现纤维素含量略有降低,木质素含量稍有增加,而相应的特征官能团却有所降低.895cm-1是纤维素中C—H弯曲振动峰,堆肥处理后,各处理在该处的吸收峰强度均不同程度增加,以堆肥3d的麦秸最强,结合XRD的结果,推断该处可能是纤维素结晶区某些官能团的特征吸收峰.
图3 堆肥过程中麦秸FTIR谱图及其指纹区的变化Fig.3 FTIR spectra patterns and fingerprint region of FTIR spectra of wheat straw obtained before and after composting
2.2 堆肥预处理对MS厌氧消化特性的影响
2.2.1 对产气特性的影响 本试验选取堆肥第0,3,6,9d的物料为原料进行厌氧消化实验,厌氧发酵过程中麦秸日产气量的变化见图 4(a).可以看出,各处理日产气量的变化趋势相似,均为先增加后降低.T1在实验第4,19d出现2个产气高峰,峰值分别为 14.13,12.55mL/g,之后产气不断下降;T2在实验第4,9,18d出现3个产气高峰,峰值分别为 11.06,16.78,12.55mL/g;T3在实验第 11,18d出现 2个产气高峰,峰值分别为 10.10,13.75mL/g;T4在实验第18d出现一个产气高峰,峰值为 14.38mL/g.可以看出,随着堆肥时间的延长,MS产气高峰出现的时间逐渐后延,产气峰值先增加后降低,这是因为适当的堆肥可以破坏麦秸木质纤维结构,有利于厌氧微生物利用,但堆肥时间过长会消耗过多的易分解有机物,不利于厌氧微生物利用.试验后期,T2日产气量下降的速度显著高于其他处理(P=0.0001),T1、T2、T3和T4累积产气量达到总产气量80%需要的时间分别为42,34,40,43d,堆肥3d和6d麦秸的厌氧产气速率较对照分别提前了 8d和 2d,但堆肥时间太长反而降低了产气速率,这主要与好氧微生物消耗了过多的麦秸有机物有关.
图4 厌氧发酵过程中日产气量和甲烷含量的变化Fig.4 Changes of daily biogas yield and methane content during anaerobic digestion
厌氧发酵过程中,甲烷含量的变化见图 4(b).可以看出,各处理甲烷含量的变化趋势相似,均为发酵前期迅速增加,之后稳定在 50%~60%之间.实验第16~41d,T1的甲烷含量高于其他处理5个百分点,T2、T3和T4间差异不显著(P=0.7036),这可能与堆肥预处理消耗了部分易分解有机物有关,具体原因有待于进一步研究.实验结束时,T1、T2、T3和 T4的平均甲烷含量分别为50.64%、49.59%、49.99%和50.02%,各处理间差异不显著(P=0.3681).
由表2可见,T1、T2、T3和T4的累积产气量分别为377.50、388.85、354.71和353.65mL/g,T2、T3、T4的累积产气量分别为T1的103.01%、93.96%和 93.68%,T1、T2与 T3、T4间差异显著,T1、T2间以及T3、T4间差异不显著,可以看出,堆肥预处理对提高麦秸产气量并无明显促进作用,堆肥时间太长反而会降低麦秸产气量;考虑到堆肥预处理过程中麦秸干物质的损失,将其折算后,T1、T2、T3和 T4的累积产气量分别为377.50、378.62、314.06 和 292.92mL/g,T2、T3、T4的累积产气量分别为T1的100.30%、83.19%和77.59%,堆肥6d和9d麦秸的TS产气量显著低于未堆肥和堆肥3d的麦秸,堆肥预处理并不能提高麦秸的产气量,堆肥时间太长还会降低麦秸的产气能力,这和高白茹等[12]的研究结果一致.TS和VS损失率的变化趋势相同,均随着堆肥时间的延长先增加后降低,这是因为用于厌氧发酵实验的物料是堆肥第0,3,6,9d的奶牛废水与麦秸混合料,堆肥过程中大量易分解有机物(如淀粉、糖类、粗蛋白等)被好氧微生物分解利用,堆肥时间越长,物料中易分解有机物被分解的程度越大,可被厌氧微生物分解利用的有机物越少,结果出现堆肥时间越长物料厌氧发酵后TS和VS损失率越小.
2.2.2 对厌氧发酵后麦秸理化性状的影响 由表3可以看出,厌氧发酵后,麦秸的有机碳、纤维素和半纤维素含量均大幅降低,总氮含量大幅增加了50.43%,木质素含量增加了6.78%,这是因为木质素的分解是需要分子氧的,其在厌氧发酵过程中几乎不被分解[5],麦秸中的木质素相对被浓缩;T2~T4麦秸中有机碳、纤维素和半纤维素含量均缓慢增加,总氮和木质素含量缓慢下降,这与堆肥预处理消耗了较多的易分解有机物有关,且堆肥时间越长,易分解有机物被消耗的越多,导致厌氧发酵时可被厌氧微生物分解利用的有机物相对较少,有机碳、纤维素和半纤维素的分解率降低,这与产气的结果一致;堆肥预处理使木质素大分子变为小分子,虽然木质素含量变化不大,但木质素的形态发生了较大变化,堆肥后的麦秸厌氧发酵时,木质素碎片进入厌氧发酵液中,结果出现T4中木质素最低,T2中木质素含量最高的现象,各处理间差异不显著.从沼渣综合利用的角度看,堆肥预处理 3d的效果最好,但各处理间差异并不显著.
表2 各处理产气结果Table 2 Gas data of the experiment
表3 厌氧发酵后麦秸理化特性的数据Table 3 Datas of physico-chemical properties of wheat straw obtained after anaerobic digestion
图5 厌氧发酵前后麦秸XRD谱图变化Fig.5 X-ray diffraction patterns of wheat straw obtained before and after anaerobic digestion
2.2.3 对厌氧发酵前后麦秸 XRD谱图的影响 图5是麦秸和堆肥预处理0,3,6,9d的MS经厌氧发酵处理后沼渣的 XRD 谱图.可以看出,麦秸(T1)厌氧发酵后,结晶区的衍射峰强度明显增强,在 2θ=22°附近的吸收峰强度从原料麦秸的146增加到发酵后的251,这是因为纤维素的结晶区在厌氧条件下很难被厌氧微生物分解破坏,是影响秸秆厌氧生物转化的一大障碍因子.厌氧发酵后,T2~T4结晶区的衍射峰强度均不同程度增强(与图2相比),这与T1的变化相似;在T2、T3和 T4中,厌氧发酵后的麦秸纤维素结晶区的衍射峰强度以 T2最高,这与其堆肥预处理时间较短以及厌氧发酵过程中较高的TS损失率有关.
3.1 堆肥预处理造成麦秸干物质大量损失,随着堆肥时间的延长,干物质损失率呈现增加的趋势,堆肥 9d后麦秸干物质损失率高达 20%,堆肥0,3,6,9d麦秸TS损失率差异显著,堆肥后麦秸纤维素结晶程度增强.
3.2 堆肥预处理后麦秸产气速率和产气峰值均增加,T2、T3累积产气量达到总产气量80%需要的时间较对照分别提前了8d和2d,T2产气峰值较对照增加了2.65mL/d,但堆肥9d麦秸产气速率和产气峰值反而降低.
3.3 堆肥预处理并不能提高麦秸的产气量和甲烷含量,由于堆肥造成麦秸干物质大量损失,堆肥3,6,9d后其 TS产气量仅为对照的 100.30%、83.19%和77.59%,各处理间甲烷含量差异不显著(P=0.3681),堆肥后麦秸的可生物降解性降低,厌氧发酵后TS和VS损失率均随堆肥时间的延长降低.因此,从提高麦秸厌氧产气量的角度看,堆肥预处理不适合作为麦秸的预处理方式,但是对加快反应器启动,提高麦秸产气速率有一定的促进作用,以堆肥处理3d的效果最好.
[1]Chen G Y, Chang Z Z, Ye X M. Feasibility of anaerobic batch co-digestion of peat and rice straw for biogas production [J].Fresenius Environmental Bulletin, 2011,20(10a):2776-2784.
[2]Kaparaju P, Serrano M, Angelidaki I. Effect of reactor configuration on biogas production from wheat straw hydrolysate[J]. Bioresource Technology, 2009,100:6317-6323.
[3]Wang G, Gaval H N, Skiadas I V, et al. Wet explosion of wheat straw and codigestion with swine manure: Effect on the methane productivity [J]. Waste Management, 2009,29:2830-2835.
[4]梁越敢,郑 正,汪龙眠,等.干发酵对稻草结构及产沼气的影响[J]. 中国环境科学, 2011,31(3):417-422.
[5]Komilis D P, Ham R K. The effect of lignin and sugars to the anaerobic decomposition of solid waste [J]. Waste Management,2003,23:419-423.
[6]陈广银,郑 正,常志州,等.不同氮源对麦秆厌氧消化过程的影响 [J]. 中国环境科学, 2011,31(1):73-77.
[7]焦翔翔,靳红燕,王明明.我国秸秆沼气预处理技术的研究及应用进展 [J]. 中国沼气, 2011,29(1):29-33.
[8]孙 然,冷云伟,赵 兰,等.秸秆原料预处理方法研究进展 [J].江苏农业科学, 2010(6):453-455.
[9]Zhong W Z, Zhang Z Z, Luo Y J, et al. Effect of biological pretreatments in enhancing corn straw biogas production [J].Bioresource Technology, 2011,102(24):11177-11182.
[10]方文杰.堆沤预处理提高稻草厌氧消化产气量的实验研究与机理探讨 [D]. 北京:北京化工大学, 2007.
[11]李冰冰,肖 波,胡智泉,等. 堆肥预处理对生物质厌氧消化特性的影响 [J]. 安徽农业科学, 2010,38(20):10848-10851.
[12]高白茹,常志州,叶小梅,等.堆肥预处理对稻秸厌氧发酵产气量的影响 [J]. 农业工程学报, 2010,26(5):251-256.
[13]Dareioti M A, Dokianakis S N, Stamatelatou K, et al. Exploitation of olive mill wastewater and liquid cow manure for biogas production[J]. Waste Management, 2010,30(10):1841-1848.
[14]杨 胜.饲料分析及饲料质量监测技术[M]. 北京:北京农业大学出版社,1983.
[15]国家环境保护总局.水和废水监测分析方法 [M]. 4版.北京:中国环境科学出版社, 2002.
[16]鲍士旦.土壤农化分析 [M]. 3版.北京:中国农业出版社,2000:30-110.
[17]刘粤惠,刘平安.X射线衍射分析原理与应用 [M]. 北京:化学工业出版社, 2003.
[18]Schultz T P, Glasser W G. Quantitative structural analysis of lignin by diffuse reflectance Fourier transform spectrometry [J].Holzforschung, 1986,40(Suppl):37-44.
[19]吴景贵,曾广赋,汪冬梅,等.玉米叶片残体腐解过程的傅里叶变换红外光谱研究 [J]. 分析化学, 1997,25(12):1395-1400.
[20]Pandey K K, Pitman A J. FTIR studies of the changes in wood chemistry following decay by brown-rot and white-rot fungi [J].International Biodeterioration and Biodegradation, 2003,52:151-160.