我国是一个农业大国, 秸秆产量巨大。据不完全统计, 仅2012年中国农作物秸秆产量就达8.5亿t^[1]。采用秸秆厌氧发酵产沼气技术不仅可以改善环境污染, 又能缓解能源短缺问题^[2-4]。但秸秆发酵也会产生大量沼液, 若得不到妥善处置, 很容易造成二次污染^[5-9]。随着我国秸秆沼气工程规模的不断扩大, 沼液的处置利用也变得尤为重要。目前, 欧洲国家普遍利用沼液还田方式减少沼液排放, 而在中国, 由于农田呈散点状分布以及季节性限制, 增加了沼液还田的困难^[10-11]。此外, 微滤、反渗透、离子交换等沼液深度处理方式也因操作复杂、成本高, 很少在实践中应用^[12-15]。相比之下, 沼液回流可以有效减少稀释用水量, 提高发酵效率, 降低沼液后续处置成本, 是一种高效低廉的沼液减量化处理方式^[16-18]。但是相关研究也表明, 沼液长期、高回流比条件下的回用会造成挥发性脂肪酸、铵态氮、难降解中间产物和其他抑制物质的积累, 对发酵系统的稳定性造成冲击, 抑制产气^{[10, 16-17, 19]}。因此, 减少沼液回流比例成为许多现有文献中提出的处理措施, 但这并不能完全解决沼液的后续处置难题。只有进一步改善沼液全量回流工艺, 并保证秸秆沼气工程的稳定运行才是解决沼液处置利用的根本途径。

为了突破这一技术瓶颈, 首先需要了解沼液全量回流条件下秸秆厌氧发酵产气特征及相关指标变化。基于此, 笔者采用完全混合搅拌反应器(continuous stirred tank reactor, CSTR), 以水稻秸秆为底物, 研究沼液全量连续回流对稻秸厌氧发酵特性的影响, 以期为明确沼液全量回流对秸秆厌氧发酵的影响机制、改进沼液全量回流技术提供理论依据。

1 材料与方法 1.1 试验材料

试验所用水稻秸秆取自江苏省农业科学院试验田, 经自然风干, 机械粉碎并搓揉成5 mm左右粉粒状, 备用。秸秆w(总固体)(TS)为87.37%, w(挥发性固体)(VS)为81.99%, w(有机碳)为45.83%, w(全氮)为0.80%, 碳氮比(C/N)为57.29。发酵接种物取自江苏省宜兴市坤兴猪场沼气工程排出液, 接种物w(TS)为3.2%, w(VS)为39.38%。

1.2 试验装置

试验采用自行设计的CSTR反应器(图 1), 反应器使用有机玻璃制成, 机械密封, 总容积为12.5 L(内径20 cm, 高40 cm), 有效容积为10 L。双层夹套, 外层接循环水。反应器内部设有垂直搅拌器, 上方接搅拌电机, 电机连接定时器, 每30 min搅拌1 min, 转速为35 r·min^-1。

1.3 试验方法

试验使用规格相同的3套CSTR反应器作为重复。w(TS)设置为6%, 接种率为30%(以物料总干重计), 随后补水至10 L, 并用4 mol·L^-1NaOH溶液调pH值至7左右, (37±1) ℃中温条件下发酵。水力停留时间(HRT)为20 d。根据预试验结果, 试验启动期设置为20 d, 随后进入半连续发酵即沼液回流使用阶段。该阶段有机负荷(OLR)设置为3 g·L^-1·d^-1(以TS计), 即每天出料500 mL, 经人工压榨过0.85 mm孔径筛网后, 取全部沼液混合30 g稻秸重新进料〔以干物质计, 使进料w(TS)为6%〕, 若进料液不足500 mL, 则需补充清水, 持续运行85 d。

1.4 测定指标及方法

发酵秸秆、接种物及沼渣TS采用105 ℃烘干24 h, 称重法测定质量。VS采用200 ℃碳化30 min, 550 ℃马弗炉灰化4 h, 称重法测定质量。使用重铬酸钾容量法-稀释热法测定秸秆有机碳含量。使用H₂SO₄-H₂O₂消煮、凯氏定氮法测定秸秆全氮含量(K9840, 海能仪器)。试验过程中, 以排水法收集气体, 每日测定产气量。使用气相色谱仪测定CH₄体积分数(GC 9890A, 南京任华色谱科技)。载气:高纯H₂；检测器:热导检测器TCD；检测器温度:100 ℃；柱温:150 ℃；分析方法:外标法。进入沼液回流阶段, 每5 d取1次样, 测定以下指标:使用pH计(Mettler Toledo)测定发酵液pH值; 使用铵态氮快速测定仪(5B-6D, 连华科技)测定NH₄⁺-N含量; 采用重铬酸钾氧化法测定化学需氧量(COD); 采用气相色谱仪(GC-2014，岛津)测定挥发性脂肪酸(VFA)。载气:高纯N₂；检测器:氢火焰离子检测器FID；检测器温度:240 ℃；进样器温度:150 ℃；分析方法:外标法。同时分析了出料沼渣的氮及TS含量, 测定方法与测秸秆全氮及TS含量相同。

预试验结果发现, 沼液电导率(EC)在回流进程中出现增加趋势, 同时相关文献也指出, 盐类抑制作用主要是由阳离子决定^[20], 而厌氧发酵中主要阳离子包括K⁺、Na⁺、Ca²⁺、Mg²⁺, 故笔者拟对发酵系统内这4种金属离子进行分析。其中，K⁺和Na⁺采用火焰光度法测定(FP6410, 上海欣益); Ca²⁺和Mg²⁺采用ICP-MS法测定(iCAP Qc, 赛默飞世尔)。

1.5 数据分析方法

采用Origin 8.0软件绘图, 采用SPSS 17.0软件做统计分析。

2 结果与分析 2.1 沼液回流对产气特性的影响 2.1.1 沼液回流对日产气量的影响

试验过程中日产气量变化见图 2。启动期产气变化符合批次发酵的趋势, 在第2和12天出现2次产气高峰, 日产气量分别达到19.99和11.92 L·d^-1。试验运行14 d后, 产气量开始逐渐下滑, 至第20天时日产气量降到2.73 L·d^-1, 此时, 启动期结束, 试验进入半连续发酵阶段。试验第20~30天, 日产气量随新料的投加开始迅速回升, 并在30 d左右达到峰值。试验第30~70天, 日产气量稳定在7.54 L·d^-1左右。试验运行70 d后, 日产气量开始逐渐下滑, 至第105天时, 日产气量下降到4.72 L·d^-1。以上结果说明沼液回流在短期内是不会对系统产气效率造成抑制的, 相反, 它可以加快发酵速率, 使产气保持在较高水平上, 而当沼液长期全量回流使用后, 系统产气效率才会受到明显抑制。

2.1.2 沼液回流对原料产气率及容积产气率影响

为进一步研究沼液回流对产气特性影响, 依据图 2结果, 将整个试验过程分为启动、稳定和抑制3个阶段, 分析比较不同阶段TS、VS及容积产气率的变化, 如表 1所示。

可以看出, TS、VS及容积产气率在整个试验过程中呈现先增加后降低趋势。试验第21~40天基本对应着启动阶段, 试验第41~80天为稳定阶段。在前2个阶段, 产气逐渐增加至峰值并趋于稳定。其中, 第41~60天的TS、VS及容积产气率分别达到245 mL·g^-1、300 mL·g^-1及0.74 L·L^-1·d^-1。而第81~105天则基本对应着抑制阶段, 此阶段产气出现大幅下降, TS、VS及容积产气率分别降到186 mL·g^-1、226 mL·g^-1及0.56 L·L^-1·d^-1, 与第41~60天相比, 下降幅度达24%。这表明沼液经过4个周期的全量回流使用后, 已对产气构成明显抑制。

2.1.3 沼液回流对φ(CH₄)和pH值的影响

试验过程中φ(CH₄)和pH值变化如图 3所示。在沼液回流阶段, φ(CH₄)和pH值始终保持稳定, 且处于正常范围内。其中，φ(CH₄)在50%上下波动, pH值则稳定在6.9~7.1之间。以上结果说明虽然沼液长期全量回流后会抑制产气, 但并不会影响φ(CH₄)及pH值。造成这种现象的原因可能是沼液回流对厌氧发酵产酸阶段和产甲烷阶段的抑制是同步的, 产酸速率和产甲烷速率仍处于平衡状态, 所以会出现总产气量减少而组分相对含量不变及pH值相对稳定的情况。

2.2 沼液回流对发酵液COD及ρ(挥发性脂肪酸)(VFA)的影响

试验过程中发酵液COD及VFA的变化如图 4所示。沼液开始回流后, 在试验第20~40天, COD出现1次明显下降, 而在第50~105天, COD则基本趋于稳定, 维持在28~31 g·L^-1。这可能是因为刚进入沼液回流期时, 体系内的微生物需要一段适应期, 并没有表现出良好的水解产COD能力, 而随着微生物逐渐适应, COD产力得以恢复并最终达到平衡状态。

沼液回流阶段, ρ(VFA)始终处于100 mg·L^-1以下, 并未出现VFA积累。这说明沼液回流过程中系统内厌氧发酵的各个阶段处在平衡状态, 产酸菌产VFA的速率与产甲烷菌利用VFA的速率相当, 又因为每天投加的新料较少, 所以出现了VFA浓度低且稳定的现象。对比COD和VFA浓度, 说明高COD很可能是由于其他难生物降解物质的积累所致, 而非VFA积累所致。

2.3 沼液回流对ρ(NH₄⁺-N)的影响

靳红梅等^[21]研究表明, 沼液中NH₄⁺-N占总氮的比例达到80%左右, 可以在一定程度上反映总氮水平。在厌氧发酵中, 产甲烷菌均以NH₄⁺-N作为氮源^[22], NH₄⁺-N在为微生物提供氮源促进其生长的同时, 也能在一定程度上调节系统pH值^[16]。但是当NH₄⁺-N浓度过高或过低时, 发酵系统稳定性都将受到影响。

试验过程中发酵液NH₄⁺-N浓度变化见图 5。

沼液开始回流后, 从试验第25~70天, ρ(NH₄⁺-N)浓度呈现明显的下降趋势, 从640 mg·L^-1的峰值降到185 mg·L^-1, 下降幅度达71%。这与其他研究报道中NH₄⁺-N的变化有所不同。一方面可能是因为在沼液回流阶段, 每天投加的秸秆原料较少, 再加上水稻秸秆属于富碳型原料, 所以氮供给量不足, 而厌氧发酵微生物的生长繁殖需要大量氮, 因此, 沼液中NH₄⁺-N会被大量利用, 出现了不断下降的趋势; 另一方面, 厌氧体系中也可能存在厌氧氨氧化反应, 会将NH₄⁺-N转化成N₂, 生成的N₂及系统内的游离氨NH₃会在电机的搅拌作用下挥发^[23-24]。此外, 回流阶段沼渣的排出也有可能带走部分NH₄⁺-N, 但该阶段每天出料沼渣的平均TS量为(20.02±0.53) g, 平均w(氮)为1.06%±0.04%, 每天带出的氮约0.21 g; 而每天进料秸秆的TS量为30 g, w(氮)为0.80%, 每天带入的氮为0.24 g。故排出沼渣时带出的氮并不足以抵消进料带入的氮, 不会造成NH₄⁺-N的不断下降。

试验第70~105天, ρ(NH₄⁺-N)基本趋于平缓, 在187 mg·L^-1上下波动。这可能是因为在该阶段体系内氮的供给已不能满足微生物快速增殖对氮的需求, 因此微生物增殖速度放缓, 降低了氮的利用量, 最终使氮的利用量和释放量处于稳定状态, NH₄⁺-N浓度达到平衡状态。对比产气数据可以发现, 产气未受抑制的阶段恰好是微生物大量利用氮、发酵液NH₄⁺-N浓度不断下降的阶段; 而产气开始受抑制的时间点恰好与NH₄⁺-N浓度降到最低值的时间点相吻合。由此推测, 氮含量下降严重很可能是导致系统产气效率受抑制的原因之一。

2.4 沼液回流发酵液中K⁺、Na⁺、Ca²⁺和Mg²⁺浓度变化

在厌氧发酵过程中, 无机盐影响着微生物的生长繁殖, 一定浓度的无机盐具有促进酶反应、维持膜平衡、调节渗透压的重要作用, 有利于厌氧微生物的生长繁殖, 进而促进厌氧发酵的效率^[25]; 而一旦无机盐浓度过高, 盐析作用便会增强, 脱氢酶活性会降低, 同时高渗透压也会导致细胞失水而发生原生质分离, 这些都会阻碍厌氧微生物的生长繁殖, 进而降低厌氧发酵效率^[26-27]。厌氧发酵中主要的金属离子包括K⁺、Na⁺、Ca²⁺和Mg²⁺, 它们可能会随着有机质的降解逐渐溶解到体系中^[20]。试验过程发酵液K⁺、Na⁺、Ca²⁺和Mg²⁺浓度变化见图 6。

除了Na⁺外, 沼液中K⁺、Ca²⁺和Mg²⁺浓度都在不断增加, 这可能是因为在厌氧发酵过程中无机盐几乎不会被微生物吸收利用, 秸秆中的无机盐大部分转移到沼液中或者保留在沼渣中, 而由于试验过程中沼液不断地被回流使用, 沼液中无机盐就会不断地积累; Na⁺并未出现类似的变化趋势, 可能是因为秸秆中钠含量很低, 仅是在试验开始加入NaOH溶液调节pH值时引入少量Na⁺。至105 d时, 沼液中ρ(K⁺)、ρ(Ca²⁺)和ρ(Mg²⁺)总值比回流初期增加342%, 达4.13 g·L^-1, 其中83.25%为K⁺。

为确定发酵液中K⁺、Ca²⁺、Mg²⁺来源, 进一步分析秸秆原料与沼渣中K⁺、Ca²⁺、Mg²⁺含量以及系统中的总量平衡(表 2)。沼液与沼渣中K⁺、Ca²⁺、Mg²⁺总含量达到理论输入总量的92.65%~95.16%。之所以出现实际值与理论值不一致的情况, 一方面是由于检测误差所致, 另一方面也可能是因为难以保证取样均匀性。其次, 系统输入的K⁺量最大, 且溶解并滞留在沼液中的K⁺浓度最高, 而Ca²⁺和Mg²⁺则更多地保留在沼渣中。出现这种现象的原因一方面可能与植物体中钾、钙、镁的存在形式有关。植物体中的钾几乎都以无机离子态存在, 易于溶出; 钙和镁则主要与有机大分子物质相结合, 是重要的结构组分, 如钙与蛋白质的结合, 镁构成叶绿素的中心原子等, 而植物细胞中游离Ca²⁺和Mg²⁺浓度却很低, 细胞溶质中游离Ca²⁺浓度仅为0.1~0.2 μmol·L^-1[28-30]。另一方面, 与K⁺相比, 溶解出的Ca²⁺和Mg²⁺更易形成沉淀物附着在沼渣和底泥上。综合以上分析, 推测沼液全量连续回流导致的盐分积累有可能是系统产气效率受抑制的重要原因, 而发酵液中K⁺的高占比及钾盐易于转移至沼液中的情况则需引起关注。

3 结论

(1) 沼液全量连续回流会抑制稻秸厌氧发酵产沼气, 抑制阶段(第81~105天)的原料产气率和容积产气率较稳定阶段(第41~60天)下降约24%，但未对φ(CH₄)和pH值产生不利影响。

(2) 沼液全量连续回流过程中, ρ(NH₄⁺-N)从640 mg·L^-1逐渐降至185 mg·L^-1, 下降幅度达71%。氮源不足可能是抑制产气的重要原因之一。

(3) 沼液全量连续回流过程中, 金属离子浓度不断增加, ρ(K⁺)、ρ(Ca²⁺)和ρ(Mg²⁺)总量达4.13 g·L^-1, 增加342%。盐分积累可能是抑制产气的重要原因之一, 而发酵液中K⁺含量高及钾盐易于转移的特点, 可能在抑制产气过程中起重要作用, 需要在后续研究中给予关注。