有機負(fù)荷對秸稈消化系統(tǒng)性能及可利用態(tài)金屬濃度的影響

鄧玉營，施萬勝，黃振興，阮文權(quán)※

0 引 言

中國是農(nóng)業(yè)大國，每年農(nóng)作物秸稈產(chǎn)量巨大。Chandra等[1]通過對秸稈多種生物轉(zhuǎn)化途徑的分析，認(rèn)為秸稈厭氧消化產(chǎn)甲烷資源化利用的重要途徑，而且還可以減少秸稈焚燒、獲得有機沼肥，綜合效益顯著。其中產(chǎn)甲烷是厭氧消化的關(guān)鍵階段，甲烷菌的物質(zhì)和能量代謝需要金屬元素的參與[2]。Scherer等[3]在對10種甲烷菌金屬成分測定后發(fā)現(xiàn)，鋅（Zn），銅（Cu），鐵（Fe），鎳（Ni），鈷（Co），鉬（Mo）是甲烷菌重要組分，能加快甲烷菌的生長；而且還是產(chǎn)甲烷過程中關(guān)鍵代謝酶的輔因子，影響產(chǎn)甲烷活性[2,4-7]。研究表明，金屬含量的降低是沼氣反應(yīng)器酸化、運行失穩(wěn)的重要因素之一[8]。

單一秸稈原料中所含可利用態(tài)金屬濃度極低，常通過與畜禽糞便等原料共消化，回流或外源添加等方式來滿足厭氧微生物的需要。但共消化易引入氨氮、病原體等新的污染；完全回流還會導(dǎo)致抑制物質(zhì)積累，影響產(chǎn)甲烷活性[9-10]；外源添加由于存在潛在的環(huán)境風(fēng)險，應(yīng)盡可能的減少投加量。因此，秸稈產(chǎn)甲烷過程中金屬輔因子濃度的變化情況是亟待研究的問題。

金屬在厭氧體系中受到環(huán)境因素以及微生物代謝物的影響，主要以離子、復(fù)合物或沉淀等形態(tài)存在，影響其可利用性[4]。連續(xù)提取技術(shù)（sequential extraction techniques）是研究金屬形態(tài)分布的重要手段。目前主要有Tessier法[11]（包括 Hullebusch等對該方法的修正[12]）、Stover法[12]以及 BCR 策略[13]。Hullebusch 等[12]在研究 Zn、Cu、Fe、Ni、Co和Mn在厭氧顆粒污泥中的分布時發(fā)現(xiàn)，利用Stover法金屬回收率低；BCR策略由于有機形態(tài)包含在可還原態(tài)濃度中，不適合用于厭氧體系分析；而修正的Tessier法除了Fe、Co、Mn外，Zn、Cu、Ni金屬回收率和重復(fù)性都較為理想，適于厭氧固渣中金屬形態(tài)分析。但目前僅限于顆粒污泥[12]，土壤及沉積物[13]，有機廢棄物[14]及屠宰場廢棄物[15]的研究中，在秸稈沼渣的金屬形態(tài)分布研究中未見有相關(guān)報道。

在前期的研究中，對不同操作條件下反應(yīng)器的消化特性進行了分析[16]。但體系中金屬可利用態(tài)濃度變化與產(chǎn)甲烷活性、體系酸化之間的關(guān)系還不夠明確，這些問題限制了秸稈厭氧消化體系的穩(wěn)定運行。為此，本研究利用秸稈作為原料，在半連續(xù)模式下，設(shè)置不同的有機負(fù)荷（organic loading rate，OLR）和固體停留時間（solid retention time，SRT），考察反應(yīng)器消化特性的變化。通過修正的Tessier法分級提取技術(shù)，描述沼渣中不同工況下金屬形態(tài)分布的變化；分析可利用態(tài)金屬濃度的降低與產(chǎn)烷活性的關(guān)系，最終解析體系酸化現(xiàn)象的原因。從而為秸稈沼氣工程高效運行和外源金屬投加提供參考。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

采用瘤胃液和厭氧污泥作為共接種物。瘤胃液從無錫生牛屠宰場采集，并用兩層紗布過濾掉草料；厭氧污泥來源于處理餐廚垃圾的厭氧反應(yīng)器（江蘇潔凈環(huán)境技術(shù)有限公司，中國）。收集3種典型農(nóng)作物秸稈，包括玉米秸、草秸、稻秸，在50 ℃干燥箱中烘至恒質(zhì)量，用高速萬能樣品粉碎機（湖南中誠制藥機械廠，中國）粉碎后過0.425 mm篩，按揮發(fā)性固體（VS）相同比例混合成秸稈原料。瘤胃液，厭氧污泥的總固體含量（TS），VS及秸稈原料的主要組成見表1。

表1 瘤胃液，厭氧污泥和秸稈原料的TS，VS及主要組成Table 1 TS, VS, C/N ratio and main components of rumen fluid, anaerobic sludge and straw materials %

1.2 試驗裝置

瘤胃液與污泥以VS相同混合，按25%的比例接種于反應(yīng)器中（主體裝置見圖1），攪拌速度為80 r/min。厭氧消化啟動前補加 K2HPO4·3H2O（1.34 g/L）、KH2PO4（0.51 g/L）和NaHCO3（5.00 g/L）組成的緩沖體系，使初始pH值為6.8～7.1。穩(wěn)定運行中產(chǎn)生的沼氣首先經(jīng)過4 mol/L飽和NaOH溶液吸收CO2后，甲烷利用鋁箔氣體采樣袋收集，甲烷的量通過排出飽和NaCl水溶液的體積來測定。

圖1 半連續(xù)反應(yīng)裝置示意圖Fig.1 Schematic diagram of semi-continuous reactor

1.3 試驗方法

整個消化過程根據(jù)OLR的不同分為6個工況，具體如表 2所示。為了減低體系中含固率的波動，在工況 5和6中增加料液的排出體積，從而減少了SRT。在加入秸稈原料前，每隔2 d收集1次料液并測定甲烷體積。料液用0.150 mm紗網(wǎng)擠壓過濾后，殘渣用于秸稈組分分析；沼液留樣后，補足去離子水返回反應(yīng)器，維持體系有效體積2.5 L不變。

表2 工況操作參數(shù)Table 2 Operation parameters

1.4 分析測試方法

固渣樣品成分根據(jù)范氏洗滌法測定[17]，洗滌過程中殘渣都在 65 ℃干燥箱中烘至恒質(zhì)量。沼液經(jīng)過 5 000 r/min離心15 min后，用超純水稀釋后用于各指標(biāo)的測定，每個指標(biāo)重復(fù) 3次，溶解性有機物（dissolved organic matter，DOM）濃度用總有機碳分析儀 TOC-V（島津，日本）測定。待測液和0.83 g/L 4-甲基戊酸，3 mol/L磷酸同體積混合后離心，上清液使用GC-2010 Plus氣相色譜（島津，日本）測定揮發(fā)性脂肪酸（VFAs），溫度設(shè)定參考 Liu等的方法[18]。木聚糖酶和纖維素酶活性測定參考前期研究[16]，其中酶活力單位定義為：每毫升每分鐘上清液釋放1 μg葡萄糖（木糖）的酶量。

每個工況取 3個樣品用于金屬形態(tài)分級提取，采用修正的Tessier法[12]，分成4種形態(tài)，具體過程見圖2。各階段提取液中的有機質(zhì)用濃硝酸來消解，用去離子水定容至15 mL，0.2 μm纖維濾膜過濾后待測。剩余殘渣和金屬總濃度樣品加消解液（HNO3/H2O2/HF比為3∶1∶1）在Multiwave PRO微波消解儀（Anton Paar公司，奧地利）中消解，定容過濾后待測[14]。所有待測液使用 ICP-OES Optima 8300（PerkinElmer公司，美國）測定金屬離子濃度，每種金屬的回收率由標(biāo)樣中所有分級提取液濃度的總和與總濃度的比值決定[15]。利用SPSS 19.0軟件（IBM公司，美國）中單因素方差分析（ANOVA）來確定顯著性差異，P=0.05作為閾值水平。使用 Pearson’s相關(guān)性（P＜0.01）分析金屬可利用態(tài)濃度（吸附態(tài)）和產(chǎn)甲烷之間的關(guān)系。

圖2 金屬形態(tài)分級提取流程圖[12]Fig.2 Flow chart of steps undertaken during sequential extraction of metal speciation[12]

2 結(jié)果與討論

2.1 厭氧消化特性

2.1.1 甲烷產(chǎn)率的變化

甲烷產(chǎn)率是衡量厭氧消化穩(wěn)定運行的重要指標(biāo)，各工況甲烷產(chǎn)率如圖3所示。工況1甲烷產(chǎn)率較低，均值為142 mL/g，這與共培養(yǎng)菌群對秸稈原料的適應(yīng)性以及甲烷菌較長的倍增時間有關(guān)[19]。工況 2甲烷產(chǎn)率達到了209 mL/g，但隨著OLR逐漸提高到4 g/(L·d)，工況4的甲烷產(chǎn)率反而降到了163 mL/g。在同樣的OLR條件下，工況5中SRT降低為67 d時，甲烷產(chǎn)率反而達到了最大值217 mL/g。但在工況6中，當(dāng)OLR繼續(xù)提高到6 g/(L·d)，SRT為40 d時，甲烷產(chǎn)率下降為110 mL/g，反應(yīng)器運行失穩(wěn)。

纖維素(C6H10O5)n理論產(chǎn)值為 415 mL/g，半纖維素(C5H8O4)n理論產(chǎn)值為424 mL/g[20]。按上述2種組分計算，本研究的混合秸稈的理論產(chǎn)值為350～360 mL/g。工況5最高產(chǎn)量達到了理論值的56%～58%。一般認(rèn)為，秸稈厭氧消化實際產(chǎn)率遠(yuǎn)低于理論產(chǎn)值，如張毅等[21]對 5種能源草產(chǎn)氣性能分析發(fā)現(xiàn)，實際甲烷產(chǎn)率只有 26.95%～49.26%。因此本研究和經(jīng)過預(yù)處理的秸稈厭氧消化相比，甲烷產(chǎn)率有明顯優(yōu)勢[22]。首先混合秸稈有利于水解微生物酶活的提高。如Fuma等[23]研究證實，易降解的纖維素原料有利于水解微生物的吸附降解，從而增強了產(chǎn)琥珀酸絲狀桿菌（Fibrobacter succinogenes）等水解菌群的活性，加快了對混合原料中難降解稻秸的降解。另一方面，瘤胃接種物中含有的高效水解菌，在和產(chǎn)甲烷污泥共接種后，加快了功能菌群種間氫傳遞，水解和產(chǎn)甲烷活性得到明顯提高[24]。

圖3 不同工況下甲烷產(chǎn)率的變化Fig.3 Dynamic changes of CH4 yields at different operating conditions

當(dāng)OLR由4 g/(L·d)提高到6 g/(L·d)時，甲烷產(chǎn)率急劇下降。李東等[9]利用稻草與牛糞共消化時，同樣發(fā)現(xiàn)當(dāng)OLR超過3.6 g/(L·d)時，甲烷產(chǎn)量出現(xiàn)明顯下降。杜靜等[10]的研究表明，各種難降解物質(zhì)的積累是高OLR下產(chǎn)甲烷受抑制的原因。本研究工況5中SRT的降低有利于緩解抑制效應(yīng)，提高甲烷產(chǎn)率。但工況6中SRT降低為40 d時，甲烷菌流失嚴(yán)重，最終導(dǎo)致體系失穩(wěn)[19]。

2.1.2 液相中DOM及VFAs變化

DOM是沼液的主要成分，包括了秸稈水解過程中產(chǎn)生的難降解組分，中間產(chǎn)物及微生物代謝物等[25]。如圖4所示，DOM的質(zhì)量濃度由最初的2.24 g/L提高到結(jié)束時的15.05 g/L，尤其是工況6，質(zhì)量濃度均值由9.32 g/L升高到13.67 g/L。其中VFAs成分主要包括了乙酸、丙酸及丁酸。工況1丙酸質(zhì)量濃度在1.14～3.34 g/L范圍內(nèi)變動，從工況2開始丙酸含量顯著降低。但到工況4后期，VFAs開始積累，整個工況乙酸和丙酸質(zhì)量濃度分別在0.43～1.93和0.26～1.37 g/L范圍內(nèi)變動。工況5保持OLR不變，SRT設(shè)定為67 d，乙酸逐漸被利用，產(chǎn)甲烷活性提高[19]。但過高的OLR及過低的SRT（工況6）打破了發(fā)酵產(chǎn)酸和產(chǎn)甲烷之間的平衡，VFA積累明顯，乙酸、丙酸及丁酸質(zhì)量濃度均值分別達到了2.02、6.54和 0.53 g/L（表3），體系發(fā)生了“酸化”現(xiàn)象。

單個VFA對產(chǎn)甲烷代謝的影響不同。乙酸是甲烷菌底物，濃度升高表明乙酸裂解產(chǎn)甲烷途徑受到抑制[26]。根據(jù)Lerm等[27]的研究，隨著OLR提高，丁酸互營氧化加快，但超過了甲烷菌的代謝能力時，氫或還原力不能及時消耗，只能通過產(chǎn)丙酸途徑得到釋放。由此可見，工況 6中丙酸（或丁酸）的積累則反映嗜氫型產(chǎn)甲烷活性降低，最終導(dǎo)致了酸化的發(fā)生。

圖4 不同工況下DOM及單個VFA濃度的變化Fig.4 Dynamic changes of dissolution organic matter（DOM）and individual VFA concentrations at different operating conditions

2.1.3 秸稈組分及水解活性變化

各工況殘渣組分的變化如圖5所示，工況1～5半纖維素和纖維素的比例分別在 20.38%～24.85%和26.78%～29.74%之間變動，和秸稈原料中半纖維素（30.20%）、纖維素（37.91%）組分相比（表1），纖維素和半纖維素的含量降低。一般認(rèn)為，厭氧消化主要通過纖維素和半纖維素降解產(chǎn)甲烷，木質(zhì)素不降解[22,24]；所以厭氧水解活性的高低常以纖維素酶及木聚糖酶來衡量。水解酶活在工況5最大，分別為6.45和50.06 U/mL（表 3），與甲烷產(chǎn)率一致。這也說明了水解過程仍然是秸稈厭氧消化的限速步驟，而高的水解活性有利于產(chǎn)甲烷效率的提高[24]。

工況 6中半纖維素和纖維素質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別上升為25.18%，31.88%，說明了水解活性受到抑制。根據(jù)Romsaiyud等[28]的研究，乙酸質(zhì)量濃度高于1.5 g/L會影響纖維素酶的產(chǎn)生，導(dǎo)致水解菌受到抑制。該工況乙酸質(zhì)量濃度為2.02 g/L，達到了水解菌受抑制的閥值。另一方面，甲烷菌活性受VFAs的影響更為顯著[29]，導(dǎo)致水解功能菌群種間氫傳遞受到抑制，是水解效率降低的主要原因。

圖5 秸稈組分的變化Fig.5 Dynamic changes of straw compositions

表3 不同工況下厭氧消化參數(shù)變化Table 3 Dynamic changes of anaerobic digestion parameters at different operating conditions

2.2 金屬各形態(tài)濃度的變化

2.2.1 接種物金屬形態(tài)分布

Zn，Cu，F(xiàn)e，Co，Ni，Mo及W是產(chǎn)甲烷途徑關(guān)鍵酶的金屬輔基[2-7]。研究中發(fā)現(xiàn)，ICP-OES無法檢測W，而Co各形態(tài)分布濃度低于空白對照，數(shù)據(jù)無法利用。因此利用已知金屬濃度的泥樣來計算 Zn，Cu，F(xiàn)e，Ni和Mo的回收率，結(jié)果分別為 99.47%，88.67%，90.34%，134.81%和99.57%，能夠滿足試驗的需要。

接種物中金屬總濃度如表4所示，厭氧污泥中Fe，Ni和 Mo總質(zhì)量分?jǐn)?shù)高于瘤胃接種物，分別達到了2135.01，27.57，8.22 mg/kg，而瘤胃接種物中Zn（273.35 mg/kg）和Cu（73.40 mg/kg）的總濃度比厭氧泥中高。

和總濃度相比，金屬在沼渣中的存在形態(tài)可用于了解其生物可利用性情況[4]。其中吸附態(tài)（f1）可以被微生物利用，所占比例高說明離子在細(xì)胞或固相顆粒表面親和吸附性強，易于吸收；碳酸鹽結(jié)合態(tài)（f2）只有轉(zhuǎn)化為可溶鹽才能被微生物所吸收；f3是硫化物或有機物結(jié)合態(tài)；f4代表了完全不能夠被微生物利用的殘渣態(tài)[12]。研究表明，f1以及該形態(tài)與f3的轉(zhuǎn)化對厭氧微生物的吸收和利用最為重要，從而對產(chǎn)甲烷活性產(chǎn)生影響[14]。

表4 共接種物中金屬總濃度Table 4 Total concentrations of metals present in inocula

如圖6所示，厭氧泥中f4所占比例最高，在71.74%（Mo）～92.44%（Ni）之間變動。而 Zn，Cu，F(xiàn)e，Ni和Mo中f1所占比例分別為3.04%，2.33%，0.36%，3.02%，8.70%；對應(yīng)質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為4.35，0.56，7.62g，0.83g，0.71 mg/kg。在瘤胃接種物中，Zn，Cu，F(xiàn)e，Ni和 Mo中f3所占比例升高，分別達到了24.14%，26.12%，9.01%，35.82%，55.81%，這與接種物中富含有機質(zhì)及微生物有關(guān)。而f1（可利用態(tài)）質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別達到了17.64，0.69，9.32，0.61，0.69 mg/kg。Zn，Cu和Fe可利用態(tài)濃度高于厭氧污泥，但Ni和Mo可利用態(tài)的濃度低于厭氧污泥。由此可見，通過共接種方式有利于平衡甲烷菌所需要的金屬元素，從而提高產(chǎn)甲烷效率。

圖6 接種物中金屬在4種形態(tài)中所占比例Fig.6 Relatative distributions of metal elements in different fractions present in inocula

2.2.2 厭氧消化過程金屬形態(tài)分布

如圖 7所示，金屬形態(tài)在不同工況下分布不同，f1所占比例差異明顯。比如Zn的比例為3.65%～7.07%，Cu的比例為2.58%～5.64%，F(xiàn)e的比例為0.31%～0.64%，Ni的比例為 11.01%～17.15%，Mo的比例為 45.77%～57.58%。由此可見，F(xiàn)e中f1所占比例最低，Mo中f1所占比例最高。工況6中，f1所占比例有不同程度的降低。Zn下降為3.65%；Cu下降為2.58%；而Fe主要以f4和f3形態(tài)存在，2種形態(tài)比例分別在 70.61%～76.24%，23.02%～28.35%之間變動，f1比例下降為 0.31%；Ni，Mo中f1形態(tài)所占比例降低不明顯。

圖7 不同工況下金屬形態(tài)分布的變化Fig.7 Changes of metals speciation at different operating conditions

如表5所示，沼渣中金屬可利用態(tài)濃度在6個工況中也有所不同。Zn可利用態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈下降趨勢，工況1～5質(zhì)量分?jǐn)?shù)范圍為10.20～20.79 mg/kg，工況6中質(zhì)量分?jǐn)?shù)為4.39 mg/kg，顯著下降（P＜0.05）。Cu可利用態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)在工況1～5為0.53～0.84 mg/kg，工況6中下降為0.40 mg/kg。Fe可利用態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)在工況1～5為7.77～11.80 mg/kg，工況6中質(zhì)量分?jǐn)?shù)顯著下降（P＜0.05），為5.54 mg/kg。Ni和 Mo可利用態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)較小，分別在1.15～1.57和0.83～1.18 mg/kg范圍內(nèi)變動，在整個消化過程中變化不大。

金屬在厭氧反應(yīng)器受到環(huán)境因素（pH值、堿度、硫化物），陰離子濃度以及微生物代謝物等多種因素的影響，形態(tài)分布會發(fā)生變化[4]。如本研究中Fe以f4和f3形態(tài)為主，Hullebusch等[12]發(fā)現(xiàn)顆粒污泥中以f2為主；而Shakeri等[30]發(fā)現(xiàn)在酒糟厭氧反應(yīng)器中形成 FeS沉淀和硫醇復(fù)合物。研究還表明，液相中的DOM能與金屬存在相互作用，影響其存在形態(tài)[31]；本研究工況6中DOM的濃度升高明顯（圖4），與金屬可利用性降低密切相關(guān)。另外，工藝操作中SRT的降低易導(dǎo)致甲烷菌從體系中流失，這也是金屬可利用態(tài)濃度降低的主要原因[3,19]。

表5 不同工況下金屬可利用態(tài)濃度Table 5 Bioavailable concentrations of metal in different operating conditions mg·kg-1

2.3 金屬可利用態(tài)濃度與產(chǎn)甲烷活性的相關(guān)性分析

如圖8所示，除了未檢測的W，Co外，Zn，F(xiàn)e，Ni，Mo是產(chǎn)甲烷過程中重要的輔因子。Zn是水解酶的激活劑，還構(gòu)成嗜甲醇型產(chǎn)甲烷途徑的關(guān)鍵因子[5-6]。Ni/Fe是CO脫氫酶（CODH），CO2產(chǎn)甲烷氫化酶，輔酶F420的輔因子[2,4]；Ni還是甲基輔酶M還原酶輔酶F430的輔基[5]。Mo能非共價結(jié)合在甲酸脫氫酶（FDH）的輔助因子上，參與了乙酸互營氧化產(chǎn)甲烷過程[7]。研究表明，上述金屬濃度的下降會引起產(chǎn)甲烷活性的降低[2,4,8]。如Gustavsson等[8]在研究含高濃度硫酒糟的厭氧消化時，發(fā)現(xiàn)體系Ni和Co可利用態(tài)濃度降低，導(dǎo)致產(chǎn)甲烷活性降低，VFAs積累。

圖8 金屬對產(chǎn)甲烷過程的影響[2,4-7]Fig.8 Effects of metals on methanogenesis process[2,4-7]

如表6所示，除Ni外，甲烷產(chǎn)率與其他4種金屬可利用態(tài)濃度正相關(guān)，但不顯著。而Cu和Zn、Fe存在正相關(guān)性（P＜0.05），Zn和Fe也存在正相關(guān)性（P＜0.01），表明了 Zn，Cu，F(xiàn)e通過協(xié)同作用影響產(chǎn)甲烷活性。Moestedt等[32]在城市和屠宰場廢棄物共消化研究中也發(fā)現(xiàn)，單獨添加Co，會使產(chǎn)乙酸和同型產(chǎn)乙酸也加快，甲烷菌無法及時利用，導(dǎo)致了系統(tǒng)酸化；而組合添加 Fe、Ni和Co能提高甲烷產(chǎn)率。因此在本研究工況6中，Zn，Cu，F(xiàn)e可利用態(tài)濃度顯著降低（表5），影響甲烷菌及產(chǎn)甲烷活性，導(dǎo)致功能菌群種間氫傳遞及乙酸裂解產(chǎn)甲烷途徑受到抑制[19,26-27]，最終導(dǎo)致了VFAs的積累。

表6 金屬可利用態(tài)濃度與甲烷產(chǎn)率之間的相關(guān)性分析Table 6 Pearson’s correlation analysis among bioavailable concentrations of metals and CH4 yields

3 結(jié) 論

1）在半連續(xù)條件下，當(dāng)有機負(fù)荷在1.5～4 g/(L·d)，固體停留時間在66.6～100 d之間變化時，最大甲烷產(chǎn)率為217 mL/g，達到了理論產(chǎn)值的56%～58%。此時纖維素酶及木聚糖酶活達到了最大值，分別為 6.45和 50.06 U/mL。

2）穩(wěn)定運行階段，沼渣中 Zn可利用態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)范圍為10.20～20.79 mg/kg；Cu可利用態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)范圍為0.53～0.84 mg/kg；Fe可利用態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)范圍為 7.77～11.80 mg/kg；Ni可利用態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)范圍為 1.15～1.57 mg/kg；Mo可利用態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)范圍為0.83～1.18 mg/kg。

3）有機負(fù)荷升高至6 g/(L·d)，SRT降為40 d時，沼液中溶解性有機物質(zhì)量濃度由穩(wěn)定運行階段的 9.32 g/L升高到13.67 g/L，導(dǎo)致金屬形態(tài)分布的變化。Zn可利用態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)為4.39 mg/kg，顯著下降（P＜0.05），Cu可利用態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)下降為0.40 mg/kg，F(xiàn)e可利用態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)顯著下降為5.54 mg/kg（P＜0.05）。

4）Zn、Cu和Fe可利用態(tài)濃度的減少影響產(chǎn)甲烷活性，導(dǎo)致甲烷產(chǎn)率下降為110 mL/g，乙酸、丙酸及丁酸濃度積累，均值分別達到了2.02，6.54和0.53 g/L。

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