Fe3O4NPs對模擬大豆蛋白廢水厭氧產(chǎn)甲烷的影響及動力學(xué)分析

蔡曉陽，唐仁士，張艷萍

(北京工商大學(xué) 輕工科學(xué)技術(shù)學(xué)院，北京，100048)

近年來，隨著大豆蛋白食品加工行業(yè)在我國的迅速發(fā)展，生產(chǎn)企業(yè)所排放的高濃度大豆蛋白廢水水量也在迅速增加。據(jù)統(tǒng)計，全國每日約產(chǎn)生大豆蛋白廢水10萬t以上[1]。大豆蛋白廢水是一類富含高濃度有機物，成分以可溶性蛋白質(zhì)和碳水化合物為主，具有較高化學(xué)需氧量(chemical oxygen demand，COD)和氮、磷含量[2-4]的食品類廢水。因其生化需氧量(biochemical oxygen demand)和化學(xué)需氧量比值(BOD5/COD)在0.4以上，生化性能較好，適合生物處理。作為生物處理技術(shù)之一的厭氧發(fā)酵技術(shù)，在利用厭氧微生物處理有機污染物的同時，可以產(chǎn)生如甲烷、氫氣等清潔能源，是使廢水資源化、無害化的重要手段。目前，針對大豆蛋白廢水厭氧處理的研究主要側(cè)重于厭氧體系的穩(wěn)定性以及廢水中COD的去除[5-6]，對該類廢水厭氧發(fā)酵產(chǎn)氣性能和產(chǎn)甲烷潛力關(guān)注較少。

Fe是參與產(chǎn)甲烷菌代謝活動最重要的微量元素之一，向厭氧發(fā)酵體系中加入不同形態(tài)和價態(tài)的Fe以提高系統(tǒng)沼氣和甲烷產(chǎn)量一直是厭氧發(fā)酵領(lǐng)域的研究熱點[7]。MENG等[8]將Fe0添加到以牛糞為底物的厭氧反應(yīng)器后，沼氣產(chǎn)量提高了11.8%，甲烷含量超過了60%；馬素麗等[9]向太湖藍(lán)藻厭氧發(fā)酵過程中添加適量的Fe2+，甲烷產(chǎn)量明顯提高。納米Fe3O4，(Fe3O4nanoparticles，F(xiàn)e3O4NPs)具有八面體反尖晶結(jié)構(gòu)，粒徑較小，比表面積大，因其易于制備，具有穩(wěn)定的催化、吸附性能，導(dǎo)電性強，被廣泛應(yīng)用于污水處理中，并發(fā)揮了巨大作用[10-11]。賈通通等[12]將Fe3O4NPs投加到污泥消化液中，發(fā)現(xiàn)其強化了產(chǎn)甲烷菌對乙酸的利用。此外，有研究表明[13]，在厭氧發(fā)酵過程中，F(xiàn)e3O4NPs可以通過促進種間電子傳遞來提高產(chǎn)甲烷速率，從而促進廢水能源回收。

本研究擬選取模擬大豆蛋白廢水為研究對象，探究Fe3O4NPs的添加對其厭氧發(fā)酵產(chǎn)氣過程及有機物去除的影響，同時利用改進的Gompertz模型和Transference模型對厭氧發(fā)酵過程中累積甲烷產(chǎn)量進行擬合和動力學(xué)分析，從而為厭氧處理大豆蛋白廢水提高甲烷產(chǎn)量和能源回收提供新的思路和理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 實驗材料

實驗所用污泥：取自山東省濰坊市某公司污水處理廠IC反應(yīng)器的顆粒污泥，其理化性質(zhì)如表1所示。

大豆蛋白廢水：通過人工配水模擬實際工程大豆廢水，實驗時挑取粒徑、飽和度大致相同的黃豆并稱重，于水中浸泡一段時間后，用豆?jié){機將其打碎，再用150目尼龍砂過濾，將過濾液作為實驗用水，以模擬大豆蛋白廢水進行處理前經(jīng)過格柵裝置的情況。

Fe3O4NPs：上海阿拉丁生化科技股份有限公司，粒徑在30～50 nm。

表1 厭氧污泥的理化性質(zhì)Table 1 Physical and chemical properties of anaerobic sludge

注：VSS，揮發(fā)性懸浮物，volatile suspened solids;TSS,總固體，Total suspened solids。

1.2 實驗設(shè)計

采用厭氧發(fā)酵批式實驗探究不同質(zhì)量濃度的Fe3O4NPs對模擬大豆蛋白廢水厭氧發(fā)酵產(chǎn)甲烷過程的影響。實驗共分為5組，每組均設(shè)置2個平行。將不添加Fe3O4NPs的發(fā)酵瓶設(shè)為對照組，記質(zhì)量濃度為0，其他4組設(shè)為實驗組，質(zhì)量濃度分別為100、200、300、400 mg/L。啟動實驗時，取150 mL厭氧顆粒污泥和250 mL模擬大豆蛋白廢水于500 mL發(fā)酵反應(yīng)瓶中，對應(yīng)加入不同質(zhì)量的Fe3O4NPs，并用1 mol/L的NaOH/HCl溶液將初始pH調(diào)至7.0。由于厭氧微生物需要一定的營養(yǎng)物質(zhì)進行生命活動，故在每個發(fā)酵瓶中分別添加適量配制好的營養(yǎng)液。營養(yǎng)液組成如表2所示。

表2 營養(yǎng)液成分Table 2 The composition of nutrient solution

向發(fā)酵瓶中通入氮氣5 min，將瓶口迅速用橡膠塞塞緊并搖勻，然后置于130 r/min，(37±1)℃的恒溫水浴振蕩器中振蕩培養(yǎng)，反應(yīng)即開始。定時測定沼氣產(chǎn)量和組分，取水樣經(jīng)離心過0.45 μm的濾膜后測定SCOD、蛋白質(zhì)、氨氮、總氮濃度和pH。

1.3 測定及分析方法

1.3.1 指標(biāo)測定方法

沼氣產(chǎn)量通過排水法測定；甲烷含量采用氣相色譜法熱導(dǎo)檢測器(thermal conductivity detector,TCD)測定；COD利用連華科技COD快速測定儀進行測定；BOD5采用稀釋與接種法測定[14]；蛋白質(zhì)濃度采用Folin-酚法，以250 μg/mL的牛血清蛋白為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)[15]；氨氮濃度采用納氏試劑分光光度法[16]，總氮濃度根據(jù)過硫酸鹽氧化法采用HACH水質(zhì)快速分析儀進行測定；pH值采用pHs-25型數(shù)顯pH計進行測定。

1.3.2 動力學(xué)擬合及計算

選用改進的Gompertz模型和Transference模型根據(jù)實測的產(chǎn)氣數(shù)據(jù)進行動力學(xué)參數(shù)擬合，具體動力學(xué)方程如表3所示。

表3 兩種模型的動力學(xué)方程Table 3 Dynamic equations of the two models

表3中P為t時刻的累積甲烷產(chǎn)量，mL；Pmax為最大產(chǎn)甲烷潛力，mL；Rmax為最大產(chǎn)甲烷速率，mL/h；λ為啟動時間，h；t為反應(yīng)時間，h；e為2.718 28，是實驗數(shù)據(jù)與模型擬合的最小誤差平方和；λ、Pmax和Rmax均通過實驗數(shù)據(jù)擬合得到。

2 結(jié)果與分析

2.1 Fe3O4NPs對厭氧發(fā)酵產(chǎn)氣過程的影響

Fe3O4NPs不同質(zhì)量濃度水平下，模擬大豆蛋白廢水厭氧發(fā)酵累積產(chǎn)氣量變化如圖1所示。由圖1可見，反應(yīng)144 h時，質(zhì)量濃度為0的對照組和100、200、300、400 mg/L的實驗組，所對應(yīng)的累積產(chǎn)氣量分別為527.98、563.72、586.84、652.12和440.68 mL。其中，F(xiàn)e3O4NPs質(zhì)量濃度為300 mg/L累積產(chǎn)氣量最大，而400 mg/L的實驗組<對照組。由此初步判斷，適當(dāng)濃度的Fe3O4NPs對模擬大豆蛋白廢水厭氧發(fā)酵產(chǎn)氣過程有一定的促進作用，且質(zhì)量濃度為300 mg/L時產(chǎn)氣效果最好。郭紅紅等[19]在分別以乙酸鈉、H2、CO2和葡萄糖為發(fā)酵底物探究Fe3O4NPs對甲烷生物合成途徑的影響時也有同樣的研究結(jié)果。此外，有研究發(fā)現(xiàn)[18]，當(dāng)以乙酸鈉為碳源探究Fe3O4NPs對厭氧發(fā)酵產(chǎn)氣過程的影響時，發(fā)現(xiàn)最佳質(zhì)量濃度為200 mg/L(Fe3O4NPs的粒徑為10～20 nm)促進效果最佳。與上述研究相比，本研究所用Fe3O4NPs的粒徑為30～50 nm，粒徑較大，故其比表面積有所降低，從而使其表面活性位相對數(shù)量減少，所以Fe3O4NPs的最適質(zhì)量濃度也相應(yīng)提高。

圖1 厭氧發(fā)酵過程中累積產(chǎn)氣量的變化Fig.1 Variation of cumulative gas production during anaerobic digestion

Fe3O4NPs在不同質(zhì)量濃度水平下，模擬大豆蛋白廢水厭氧發(fā)酵過程中甲烷產(chǎn)量和平均甲烷含量變化如圖2所示。由圖2-a可以明顯看出，在厭氧發(fā)酵過程中，F(xiàn)e3O4NPs質(zhì)量濃度為300 mg/L時的甲烷產(chǎn)量始終高于其他組。由圖2-b可知，對照組和各實驗組的平均甲烷含量均保持在80%以上，且隨著Fe3O4NPs濃度的增大，平均甲烷含量先升高后減小。其中，質(zhì)量濃度為300 mg/L時平均甲烷含量最高，為81.63%；故向大豆蛋白廢水中添加適量Fe3O4NPs有利于提高甲烷的產(chǎn)量和含量。由于Fe3O4NPs具有八面體反尖晶結(jié)構(gòu)，電子可以在位于其八面體活性點上的Fe2+與Fe3+之間進行傳遞轉(zhuǎn)移，使水中Fe3+/Fe2+濃度升高，適量添加Fe2+加速了產(chǎn)甲烷菌的酶反應(yīng)進程并提高其代謝活性；同時，F(xiàn)e3O4NPs作為電子載體，其自身的Fe2+和Fe3+間的電子得失作用也可以實現(xiàn)產(chǎn)酸細(xì)菌和產(chǎn)甲烷菌間的電子互營代謝，改變傳統(tǒng)的乙酸代謝途徑，從而促進甲烷的生成[19]。

a-甲烷產(chǎn)量變化;b-平均甲烷含量變化圖2 厭氧發(fā)酵過程中甲烷產(chǎn)量和平均甲烷含量的變化Fig.2 Variation of methane production and average methane content during anaerobic digestion

結(jié)合圖1和圖2，F(xiàn)e3O4NPs質(zhì)量濃度為400 mg/L時，累積產(chǎn)氣量和甲烷產(chǎn)量均低于對照組和其他實驗組，且反應(yīng)96 h后便停止產(chǎn)氣，這可能是由于Fe3O4NPs之間存在一定的靜電和磁性作用，當(dāng)添加濃度比較高時，發(fā)生了團聚現(xiàn)象，使其納米特性得不到充分體現(xiàn)；同時大量Fe3O4NPs包圍在產(chǎn)酸菌和產(chǎn)甲烷菌周圍，阻礙了兩者間原有的代謝方式，減弱直接電子傳遞效應(yīng)，從而對產(chǎn)甲烷過程起到一定的抑制作用。

2.2 Fe3O4NPs對厭氧發(fā)酵過程中SCOD、BOD5、蛋白質(zhì)的影響

圖3表示Fe3O4NPs不同質(zhì)量濃度水平下模擬大豆蛋白廢水厭氧發(fā)酵過程中SCOD的變化情況。由圖3可知，反應(yīng)12 h時，實驗組和對照組SCOD均迅速降低，同時結(jié)合圖1、圖2-a可知，此時的產(chǎn)氣量和甲烷產(chǎn)量均迅速上升，這是由于在厭氧發(fā)酵過程中水解酸化菌、產(chǎn)甲烷菌等微生物自身在利用有機物(SCOD降低)的同時，將其分解為有機酸繼而生成甲烷；厭氧發(fā)酵144 h時，按SCOD去除率從大到小依次排列為：89.11%(300 mg/L)>88.00%(200 mg/L)>86.89%(100 mg/L)>，86.33%(0)>83.56%(400 mg/L)，F(xiàn)e3O4NPs質(zhì)量濃度為300 mg/L時，SCOD去除率最大，比對照組提高了2.78%。同時，濃度為400 mg/L時SCOD去除率最低，說明較高濃度的Fe3O4NPs會使SCOD向不產(chǎn)甲烷的降解方式轉(zhuǎn)變，從而降低了甲烷產(chǎn)量。

圖3 厭氧發(fā)酵過程中SCOD濃度的變化Fig.3 Variation of SCOD concentration during anaerobic digestion

Fe3O4NPs不同質(zhì)量濃度水平下，模擬大豆蛋白廢水厭氧發(fā)酵始末BOD5濃度和BOD5/COD變化如表3所示。由表3可知，原大豆蛋白廢水可生化性很好，BOD5/COD約為0.44，初始BOD5質(zhì)量濃度為1 980.23 mg/L。厭氧發(fā)酵144 h時，對照組和實驗組BOD5濃度均有所下降，按BOD5去除率從大到小依次排列為591.91%(300 mg/L)>90.39%(200 mg/L)>89.86%(100 mg/L)>88.20%(0 mg/L)>88.12%(400 mg/L)，質(zhì)量濃度為300mg/L時BOD5去除率最大，去除量為1 820.08mg/L，在此條件下SCOD去除量為45.39%，厭氧生化效果較好。在厭氧發(fā)酵過程中污染物的去除必將導(dǎo)致有機物之間比例的變化，厭氧發(fā)酵末期即反應(yīng)144 h時，各組的BOD5/COD值均有所下降，其值大致在0.3～0.4，結(jié)合圖3，反應(yīng)時間為120～144 h時，各組廢水中SCOD濃度和去除率基本保持不變，推測此時由于廢水可生化性較低，水中容易降解的有機物大部分已被微生物降解完全。

表3 厭氧發(fā)酵始末BOD5濃度和BOD5/COD變化Table 3 Variation of BOD5 concentration and BOD5/COD at the beginning and the end of anaerobic digestion

Fe3O4NPs不同質(zhì)量濃度水平下，模擬大豆蛋白廢水厭氧發(fā)酵過程中蛋白質(zhì)去除率變化如圖4所示。由圖4可知，厭氧發(fā)酵過程中，各組蛋白質(zhì)去除率均呈現(xiàn)一定的波動性，這是因為在厭氧發(fā)酵過程中水解酸化菌和產(chǎn)甲烷菌首先利用了大豆蛋白廢水中所含有的溶解性蛋白質(zhì)，導(dǎo)致體系中蛋白質(zhì)濃度有所下降，蛋白質(zhì)去除率上升。在厭氧發(fā)酵過程中廢水和厭氧顆粒污泥中所含有的固態(tài)蛋白質(zhì)不斷溶出，使溶解性蛋白質(zhì)濃度短暫升高，從而造成了蛋白質(zhì)去除率上升又下降的現(xiàn)象。反應(yīng)144 h時，質(zhì)量濃度為300 mg/L時蛋白質(zhì)去除率最大，為71.52%，比對照組提高了25.72%。這跟Fe3O4NPs良好的導(dǎo)電性有關(guān)，適量濃度的Fe3O4NPs有助于促進厭氧發(fā)酵過程中蛋白酶的活性，因此加速了蛋白質(zhì)的分解[20-21]。

圖4 厭氧發(fā)酵過程中蛋白質(zhì)去除率的變化Fig.4 Variation of removal rate of protein during anaerobic digestion

2.3 Fe3O4NPs對厭氧發(fā)酵過程中pH、氨氮、總氮的影響

圖5表示Fe3O4NPs不同質(zhì)量濃度水平下，模擬大豆蛋白廢水厭氧發(fā)酵過程中pH的變化情況。由圖5可知，對照組和各實驗組pH波動比較明顯，但整體上變化趨勢相近。隨著厭氧發(fā)酵的進行，基本上呈上升趨勢；據(jù)前文分析知，甲烷產(chǎn)量和有機物去除率均會受到不同質(zhì)量濃度的Fe3O4NPs的影響。但是，各組pH變化不太明顯，反應(yīng)144 h后pH僅比反應(yīng)初期增大0.1～0.3。這主要是因為發(fā)酵過程中中間產(chǎn)物揮發(fā)性有機酸(volatile fatty acids，VFAs)和氫氣被產(chǎn)甲烷菌利用，產(chǎn)生了一定的堿度。

圖5 厭氧發(fā)酵過程中pH的變化Fig.5 Variation of pH during anaerobic digestion

Fe3O4NPs不同質(zhì)量濃度水平下，模擬大豆蛋白廢水厭氧發(fā)酵氨氮濃度變化如圖6所示，由圖6可知，整體上，對照組和各實驗組氨氮濃度都逐漸上升，主要是因為大豆蛋白廢水中蛋白質(zhì)等有機物含量較高，廢水中的有機氮在厭氧發(fā)酵過程中易轉(zhuǎn)變?yōu)榘钡?；此外，隨著反應(yīng)的進行，厭氧微生物活性降低也導(dǎo)致了氨氮的積累，同時也是各組pH呈上升趨勢的原因之一。在發(fā)酵過程中，對照組的氨氮質(zhì)量濃度由68.69 mg/L升高到了378.00 mg/L，而質(zhì)量濃度為300 mg/L的實驗組氨氮濃度始終要低于對照組，這可能跟Fe3O4NPs良好的吸附作用有關(guān)。有研究表明，產(chǎn)甲烷菌的活性會隨著氨氮濃度的增加而降低[22]，故質(zhì)量濃度為300 mg/L時,較低的氨氮濃度也有利于厭氧體系中累積產(chǎn)氣量和甲烷產(chǎn)量的提升。

圖6 厭氧發(fā)酵過程中氨氮濃度的變化Fig.6 Variation of ammonia nitrogen concentration during anaerobic digestion

Fe3O4NPs不同質(zhì)量濃度水平下，模擬大豆蛋白廢水厭氧發(fā)酵總氮(total nitrogen，TN)濃度變化如圖7所示。由圖7可知，隨著厭氧發(fā)酵的進行，整體上對照組和各實驗組的總氮濃度呈逐漸下降的趨勢，且各實驗組的總氮濃度要低于對照組。當(dāng)反應(yīng)144 h時，各組按總氮去除率從大到小依次排列為:23.32%(400 mg/L)>22.19%(300mg/L)>20.96%(200 mg/L)>18.59%(100 mg/L)>17.07%(0 mg/L)。相較于SCOD和BOD5等有機物的去除，厭氧處理除去總氮的能力有限，去除率比較低。因為未經(jīng)充分處理的厭氧廢水當(dāng)排放到環(huán)境中時，通常會引起一些問題，例如水體富營養(yǎng)化。因此，在處理大豆蛋白廢水過程中可以考慮多級生物處理[23-25]，以實現(xiàn)COD和氮的全部去除。模擬大豆蛋白廢水初始總氮濃度為470 mg/L，此時C/N(以SCOD/TN計)為9.57。反應(yīng)144 h時，質(zhì)量濃度為300 mg/L的實驗組C/N為1.34，因為氮含量比碳含量高，缺少反硝化的碳源，所以不利于廢水中氨氮的去除。

圖7 厭氧發(fā)酵過程中總氮濃度的變化Fig.7 Variation of total nitrogen concentration during anaerobic digestion

2.4 厭氧產(chǎn)甲烷動力學(xué)分析

采用改進的Gompertz模型和Transference模型對Fe3O4NPs不同質(zhì)量濃度水平下大豆蛋白廢水厭氧發(fā)酵過程中累積甲烷產(chǎn)量的實測值進行擬合。擬合曲線如圖8和圖9所示，得到的擬合參數(shù)如表4所示。

由圖8和圖9可知，各組的實測累積甲烷產(chǎn)量和擬合曲線整體上都呈先迅速后緩慢上升并最終保持不變的趨勢。當(dāng)反應(yīng)144 h時，質(zhì)量濃度為300 mg/L的實驗組累積甲烷產(chǎn)量實測值為531.57 mL，要明顯高于其他組，此時的甲烷產(chǎn)率是331.40 mL/g SCOD，結(jié)果僅低于理論甲烷產(chǎn)率350 mL/g SCOD，與對照組242.62 mL/g SCOD相比提高了36.59%。由此可知，在一定范圍內(nèi)，F(xiàn)e3O4NPs的添加能提高模擬大豆蛋白廢水的發(fā)酵性能和甲烷產(chǎn)率。

圖8 累積甲烷產(chǎn)量的變化及Transference模型擬合曲線Fig.8 Variation of cumulative methane production and the fitting curves of the Transference model

圖9 累積甲烷產(chǎn)量的變化及Gompertz模型擬合曲線Fig.9 Variation of cumulative methane production and the fitting curves of the Gompertz model

由表4可知，2種模型均可較好地擬合Fe3O4NPs不同質(zhì)量濃度水平下大豆蛋白廢水厭氧發(fā)酵產(chǎn)甲烷過程，R2>0.9。采用Transference模型擬合度更高，對照組和各實驗組的R2均在0.96以上，而Gompertz模型R2均比較小，在0.91～0.93。按照Transference模型擬合出的最大產(chǎn)甲烷潛力Pmax從大到小排序為：562.74 mL(300 mg/L)>502.41 mL(200 mg/L)>475.30 mL(100 mg/L)>437.21 mL(0 mg/L)>357.53 mL(400 mg/L)；通過Gompertz模型擬合得到的Pmax從大到小排序為：511.92 mL(300 mg/L)>465.42 mL(200 mg/L)>442.64 mL(100 mg/L)>407.44 mL(0 mg/L)>341.95 mL(400 mg/L)；質(zhì)量濃度為300 mg/L時，2種模型擬合下的Pmax均高于其他組，說明此條件下大豆蛋白廢水厭氧發(fā)酵最大產(chǎn)甲烷潛力最高；采用Transference模型擬合時，最大產(chǎn)甲烷潛力比對照組提高了28.71%，最大甲烷產(chǎn)率為350.84 mL/g(SCOD)。

表4 兩種模型的擬合參數(shù)及擬合度Table 4 The fitting parameters and degree of the two models

3 結(jié)論

在模擬大豆蛋白廢水厭氧發(fā)酵過程中，添加適量的Fe3O4NPs可以提高累積產(chǎn)氣量和甲烷產(chǎn)量，增大沼氣中的甲烷含量。質(zhì)量濃度為300 mg/L時，累積產(chǎn)氣量最大為652.12 mL，比對照組提高了23.51%；平均甲烷含量達(dá)到了81.63%，甲烷產(chǎn)率為331.40 mL/g SCOD。

添加適量的Fe3O4NPs有利于模擬大豆蛋白廢水中有機物的去除，反應(yīng)144 h時，質(zhì)量濃度為300 mg/L的實驗組SCOD、BOD5和蛋白質(zhì)去除率均達(dá)到最高，分別為89.11%、91.91%和71.52%。此外，在厭氧發(fā)酵過程中，適當(dāng)添加Fe3O4NPs可以降低厭氧發(fā)酵體系中的氨氮和總氮濃度，反應(yīng)144 h時，大豆蛋白廢水中氮元素的主要存在形態(tài)為氨氮。

通過用兩種不同的動力學(xué)模型來分析不同質(zhì)量濃度的Fe3O4NPs對模擬大豆蛋白廢水厭氧發(fā)酵產(chǎn)甲烷的影響，發(fā)現(xiàn)添加適量的Fe3O4NPs可以有效提高大豆蛋白廢水厭氧發(fā)酵產(chǎn)甲烷潛力。Transference模型和Gompertz模型均可較好地擬合大豆蛋白廢水厭氧發(fā)酵產(chǎn)甲烷過程，前者擬合度更高(R2>0.96)，當(dāng)Fe3O4NPs質(zhì)量濃度為300 mg/L時最大甲烷產(chǎn)率為350.84 mL/g SCOD。