铜离子对厨余垃圾厌氧消化效率的影响研究

沈 欣, 冯俊生，刘康齐, 石舟翔, 张 郓, 王晓红, 周正伟

(常州大学 环境与安全工程学院，江苏 常州 213164)

近年来，厨余垃圾的处置已成为重要问题。据北京环卫集团信息显示，北京2019年平均每天清运处理生活垃圾约2.8万吨，其中厨余垃圾清运量为1.036万～1.54万吨，约占城市生活垃圾37%～55%，大约18天就可以堆满一个水立方体育馆[1]。厨余垃圾具有含水率高、含盐分高、有机成分多、容易腐败、有害成分少、资源化利用价值高[2]以及其中高含量的易于生物降解部分是厌氧消化的基质等特点。但是厨余垃圾处理不当时会引起许多严重的环境问题，例如水，土壤，空气的污染，从而威胁到食品安全和人类健康。因此有效处理和处置厨余垃圾已成为当务之急。

厌氧消化是厨余垃圾减量化和资源化有效手段之一，可以将有机废弃物转化成为沼气，实现循环经济发展、环境保护、减少温室气体排放和生产可再生能源等目标。但是整个厌氧环境十分的脆弱，沼气的产量不高。Yazsanpanah[3]等研究发现一些微量元素如铁(Fe)、钴(Co)、镍(Ni)、硒(Se)和钼(Mo)对产甲烷菌的生长和活性至关重要。Ariunbaatar[4]等发现在厨余垃圾厌氧消化期间，不同浓度的微量元素(单独或以混合物形式)的添加会刺激了甲烷的产生。另一方面，LIN[5]研究厌氧消化产甲烷过程中的微量元素半抑制浓度发现毒性强度为：Cu>Zn>Cr>Cd>Ni，也已经报道了微量元素过量使用的风险[6]。Wu[7]等发现铜(Cu)是参与甲烷生产的许多微生物酶和辅酶的辅助因子，但是关于刺激或抑制厌氧消化过程的铜浓度不是很确定，因此有待进一步研究[8]。

由于Fe,Co和Ni等微量金属元素的添加对于厨余垃圾厌氧消化过程的研究较为广泛，但对于铜离子的添加研究较少，并考虑到厨余垃圾中常见的微量元素浓度(7～50 mg·L-1)[9]。因此，本试验选择研究添加不同浓度(10，15，30和50 mg·L-1Cu2+)的铜离子对厨余垃圾厌氧消化性能的影响，为厨余垃圾厌氧消化的影响因素研究提供一定的技术支持和理论依据。

1 材料与方法

1.1 试验材料

厨余垃圾样品是从常州大学二食堂收集的，对其进行分拣处理去除骨头等不易分解的废弃。对样品中大粒径物品破碎至100 mm～200 mm，摊铺在地面充分混合搅拌，再用四分法缩分2次，至1 kg～2 kg样品[10]。并在-4℃的冰箱中保存，直至进一步使用。活性污泥取自常州市某污水处理厂二沉池污泥，在接种之前，将接种污泥置于35℃，2 Hz摇床上摇24 h，以减少内生甲烷气体对结果的影响[11]，具体理化性状见表1。

表1 厨余垃圾基本性质 (%)

1.2 试验装置

本试验采用250 mL三角锥形瓶瓶为发酵装置，量取约180 g厨余垃圾和360 g活性污泥混合放置在锥形瓶中，锥形瓶采用带有出气孔的橡胶塞密闭[12]，产生的气体量用排水法计量，在电热恒温振荡箱中进行间歇反应，反应温度为35℃±l℃，机械搅拌强度为180 r·min-1，采用间歇式搅拌，搅拌30 min停30 min。

1.3 试验方法

实验前先将厨余垃圾提前取出恢复至室温备用。将厨余垃圾放入烧杯中在KQ-250DB型数控超声波清洗器中进行超声功率为720 W和超声时间10 min的预处理[13]。

实验依次添加铜离子浓度为10，15，30，50 mg·L-1分别记为S1～S4。CK为铜离子浓度0 mg·L-1，每个处理重复两次。

将接种混合好的实验锥形瓶中充入氩气持续10 min以确保厌氧环境后放入电热恒温振荡箱中进行间歇反应。

1.4 分析方法

进行了常规实验室分析。TS，VS采用重量法测定。pH值采用酸度计PHS-3C测定。C、N元素通过元素分析仪测定。蛋白质和脂肪浓度分别采用凯氏定氮法和酸水解法测定。碳水化合物采用硫酸-苯酚法测定。

沼气的产量和成分分析：通过排饱和食盐水法测量产生的沼气量。沼气量通过气相色谱(安捷伦7890 B)分析：热导检测器TCD，氦气是载气在30 mL·min-1下，色谱柱温度为70℃，进样器和检测器温度分别为100℃和10℃[14]。

挥发性脂肪酸VFA，SCOD，TAN测定：高速微量离心机(TGL-16G)1000 r·min-1转速离心10 min，取上清液，并用0.45 μm滤膜过滤。取1 μL的上清液，注入到气相色谱(安捷伦7890 B)中。FID检测器，DB-5MS毛细管柱(30 mm×250 mm，0.25 um)，载气为氦气，进样口和检测器的温度分别为260℃和280℃。SCOD和TAN浓度采用6B-1800型水质速测仪测定。

中性蛋白酶活性是根据蛋白质向氨基酸的转变来测量的[15]。用分光光度法测定了β-葡萄糖苷酶的活性[16]。用紫外分光光度计定量测定辅酶F420[17]。

2 结果与分析

2.1 铜离子对厨余垃圾厌氧消化中过程产气量的影响

图1和图2显示了不同浓度铜离子厌氧消化的每日产沼气量和累计甲烷产量曲线。由图1可知，添加铜离子对厨余垃圾厌氧消化的沼气产率有明显影响。在前10天内，每个组的沼气产量均高于CK组其中在第8天时S4组的沼气产量最高(241 mL)，说明铜离子对厨余垃圾厌氧消化有促进作用而且铜离子浓度越高效果越好。在10天后，各组的产气速率都开始下降，由S2>S1>CK>S3>S4可知，铜离子浓度在15 mg·L-1以下时，日沼气量都高于对照组，说明低浓度时随着铜浓度的增加会促进整个消化过程，而铜浓度高于30 mg·L-1时，日沼气量都低于对照组，说明过高的铜浓度会抑制产气，缩短产气时间。由图1可知，所有实验组的日产沼气量均存在两个峰值(第2天和第8～10天)。认为第1个峰归因于易降解有机物的快速降解，而第2个峰则归因于可缓慢生物降解的有机物[18]。在厌氧消化过程中，所有组中的每日最大甲烷含量均达到约63%，并且甲烷浓度在10天内稳定在约60%。

图1 厨余垃圾厌氧消化过程中日产沼气量的变化

由图2可知，在5个实验组中，甲烷的累积生产曲线显示出明显的差异。铜离子浓度为15 mg·L-1组的累积甲烷产气量最高(2125 mL)，其次是10 mg·L-1组,对照组和50 mg·L-1组，而30 mg·L-1组的累积甲烷产气量最低。不同浓度铜离子组与对照组(CK)相比，甲烷产率提高了15.4%(S1)，31.5%(S2)，-3.5%(S3)和-0.9%(S4)。在产气初期，每组的甲烷产气量同时上升。其中，甲烷产气量最高的同样是S4组，原因是高浓度铜离子促进了产甲烷菌的生长，增强了产甲烷活性。随着厌氧消化的进行，重金属累积到潜在毒性作用后微生物的生命代谢受到抑制降低了产气量甚至结束了厌氧消化的运行，故S3和S4在10 d左右时甲烷产气量开始下降，直至产气停止。而S1，S2组和空白对照CK组则出现了一致的甲烷产气量变化，在25 d时甲烷产量迅速减小直至停止。

图2 厨余垃圾厌氧消化过程中累积甲烷产气量的变化

结果表明，不同浓度的铜离子对厨余垃圾厌氧消化的影响不同。其中15 mg·L-1浓度的铜离子效果最好可以实现最高的甲烷生产率，而高浓度的铜离子(30 mg·L-1和50 mg·L-1)则对厌氧消化起了消极的作用。因此，重金属铜的浓度对微生物群落产生沼气的有利或抑制作用有很大影响。微生物群落对铜的耐受性或抗性将是一个因素，其次是微生物中微量元素的可用性以及其他中间体(厌氧消化反应中的关键酶，起催化厌氧反应作用)的可能协同抑制作用也有影响[19]，还有金属的化学形式以及与过程相关的环境因素[20]。

2.2 铜离子对厨余垃圾厌氧消化过程中pH值与VFAs含量变化影响

图3和图4为厌氧消化过程中pH值和VFAs的变化情况。由图3可知，在初始阶段每组实验pH值均呈现快速下降且S4组pH值率先降低到最低值，其中pH值为S4

图3 厨余垃圾发厌氧消化过程中pH值的变化

图4 厨余垃圾厌氧消化过程中VFAs的含量变化

在厌氧消化过程中，VFAs通过水解和酸化生成，然后通过甲烷产生生成消耗，是反映厌氧消化系统运行和微生物菌群活性的重要参数[23]，也可以通过影响微生物菌群结构间接影响抗生素的生物降解[24]。由图4可知，每组实验的VFAs含量在液化阶段开始上升在第5天达到最高值889.63 mg·L-1左右，且S4>S3>S2>S1>CK，说明此时产酸菌群活性较强、数量较多产生了大量有机酸。5天后VFAs含量的含量开始下降，说明此阶段为甲烷化阶段产甲烷菌群的活性较强、数量较多。其中消化的5～10天内S4>S3>S2>S1>CK，VFAs削减量超过对照，说明铜离子促进了VFAs向甲烷化的转化。

VFAs作为产甲烷菌群的底物，主要由乙酸(Hac)、丙酸(Hpr)、丁酸(Hbu)、戊酸(Hva)等组成。在通过气质联用测定发现，实验组产生的VFAs主要类型为乙酸和丙酸，这与Turker[25]等人的结果一致。由图5和图6可知，在所有实验组中，乙酸浓度均呈先上升再下降的趋势并在第5天达到最高值，然后连续降低至最小值。这可以很好地解释甲烷的生产高峰出现在第8～10天。特别是，15 mg·L-1组的乙酸的累积峰值高于对照组和30 mg·L-1,50 mg·L-1组的乙酸，表明低浓度铜离子可以增强乙酸的产生。这可能是由于低浓度铜盐中的氨基酸螯合，它也可以降解为有机酸，并且对酸原菌的毒性比高浓度铜低[26]。在丙酸浓度的变化中观察到相同的趋势。在第5天也获得了丙酸的生产高峰，之后浓度一直下降到底部。由50 mg·L-1，30 mg·L-1，15 mg·L-1和10 mg·L-1铜离子组的丙酸的累积峰值高于对照组丙酸的累积峰值，表明铜离子还可以促进丙酸的产生。此外，丙酸的消耗速度明显低于乙酸，这意味着产甲烷菌对乙酸的利用高于丙酸[27]。

图5 厨余垃圾厌氧消化过程中乙酸的含量变化

图6 厨余垃圾厌氧消化过程中丙酸的含量变化

2.3 铜离子对厨余垃圾厌氧消化过程中氨氮含量和COD去除效果的影响

图7 厨余垃圾厌氧消化过程中氨氮的含量变化

图8 厨余垃圾空白对照组的三维荧光色谱图

图9 厨余垃圾50 mg·L-1铜离子组的三维荧光色谱图

由图10可知，不同浓度铜离子对厨余垃圾的COD去除率不同，随着浓度的升高去除率也增长，S1的COD去除率为69%，S2的COD去除率为73%最高，去除量达到18006 mg·L-1。CK组COD去除率为64%，S3为60%和S4为59%，可以看出去除率开始逐渐降低。邓敏[32]等人研究了铜对厌氧颗粒污泥的影响，当铜离子浓度为1～30 mg·L-1时COD去除率最高可达92.8 %，本次试验中15 mg·L-1的铜离子浓度COD去除率为73 %。

图10 不同浓度铜离子对厨余垃圾COD去除率的影响

2.4 铜离子对厨余垃圾厌氧消化过程中酶活性的影响

水解被认为是厨余垃圾厌氧消化的限速步骤。由图11可知，厨余垃圾厌氧消化中的β-葡萄糖苷酶活性在2.02～3.15 μmol·mg-1VS·h-1之间。第5天时，添加铜离子实验组中的β-葡萄糖苷酶活性都高于空白样品中的β-葡萄糖苷酶活性，其中在S4组中最大。这与Quinlan[33]等研究证明需要铜离子才能实现更高的活性糖苷水解酶家族61(GH61)的序列的结果非常吻合。在后面的时间中，S2组的β-葡萄糖苷酶活性变化不大，但是S3，S4组的活性却突然下降。该结果表明，添加铜离子会增加系统中的β-葡萄糖苷酶活性，但是过量的铜离子会在消化过程中抑制该活性。

图11 不同浓度铜离子对厨余垃圾厌氧消化中β-葡萄糖苷酶活性的影响

蛋白酶活性对于厌氧消化过程中的蛋白质降解至关重要。由图12可知，CK组的蛋白酶活性显著高于添加铜离子组，且随着铜离子浓度的增加蛋白酶的活性下降。张鑫涛[34]研究发现随铜离子浓度的升高，使细胞内抗体的赖氨酸变体含量和抗体碱性电荷变体含量上升，导致羧肽酶活性下降。表明添加铜离子可促进细胞内抗体赖氨酸和抗体碱性电荷变体的含量增加，从而抑制了蛋白酶活性，降低蛋白质的水解,减少氨氮的产生。

图12 不同浓度铜离子对厨余垃圾厌氧消化中蛋白酶活性的影响

辅酶F420是产甲烷菌所特有的一种酶，在产甲烷过程中起着重要的作用，因其与沼气的产量呈现正相关，所以可以作为判断反应体系中产甲烷菌群活性的指标[7]。由图13可知，辅酶F420的活性随着消化而逐渐降低。图中添加铜离子组的辅酶F420活性明显高于对照组，该结果表明铜离子的添加促进了产甲烷菌活性，提高了H2和CO2转化为CH4的速率[35]。随着厌氧消化反应的进行营养物质消耗，辅酶F420活性逐渐下降，但15 mg·L-1的铜离子组辅酶F420活性仍较高，所以15 mg·L-1的铜离子是可以提高甲烷产量的最适宜的浓度。

图13 不同浓度铜离子对厨余垃圾厌氧消化中辅酶F420活性的影响

3 结论

(1)从累计甲烷产量曲线中S2>CK>S4可以看出，15 mg·L-1浓度的铜离子的厌氧消化产甲烷效率较好，产甲烷菌的活性较高，可以实现最高的甲烷生产率，而高浓度的铜离子(30 mg·L-1和50 mg·L-1)则对厌氧消化有消极的作用,抑制了甲烷的生产。

(2)从pH值变化曲线中可以看出，在厌氧消化过程中铜离子对pH值的影响不大，整体变化趋势保持在最适pH值范围内。从VFAs含量变化曲线中,在0～5天时S4>S3>S2>S1>CK可以看出，铜离子可以提高厌氧消化中VFAs的含量；从5～10天时添加铜离子组VFAs削减量超过对照可以看出，铜离子可以促进VFAs向甲烷化的转化。

(3)从氨氮含量变化曲线中CK>S4>S3>S2>S1可以看出，铜离子抑制了蛋白质的水解，减少了氨氮1432.59 mg·L-1。从空白对照组和50 mg·L-1实验组厨余垃圾样品的三维荧光色谱图中可以看出，50 mg·L-1实验组的荧光比对照组强，说明50 mg·L-1实验组中还有蛋白质没有水解。从COD去除率图中可以看出，15 mg·L-1浓度的铜离子COD去除效果最好，可以达到73%。

(4)从β-葡萄糖苷酶和辅酶F420的活性，图中可以看出，铜离子可以增强β-葡萄糖苷酶和辅酶F420的活性，加速水解的速度和提高厌氧消化中甲烷的产量；从蛋白酶的活性图中可以看出，铜离子会抑制蛋白酶的活性，从而影响了蛋白质的水解。